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EVALUACIÓN DE LA EFECTIVIDAD DE LAS ACCIONES DE RESTAURACIÓN ECOLÓGICA EN
LA RECUPERACIÓN DE PROCESOS FUNCIONALES DE ECOSISTEMAS MEDITERRÁNEOS SOMETIDOS A
PERTURBACIÓN
Haroun Kribeche
EVALUACIÓN DE LA EFECTIVIDAD DE LASACCIONES DE RESTAURACIÓN ECOLÓGICA ENLA RECUPERACIÓN DE PROCESOS FUNCIONALESDE ECOSISTEMAS MEDITERRÁNEOS SOMETIDOSA PERTURBACIÓN.
Haroun Kribeche
ALICANTE, 2014
DOCTORES DE LA UNIVERSIDAD DE ALICANTE,
CERTIFICAN, como Directores de la tesis, que el presente trabajo se ha
realizado en todos los efectos académicos firmando el presente certificado.
Dr. Eduardo Seva Román.
Universidad de Alicante
Dr. José Emilio Martínez Pérez.
Universidad de Alicante
Autor: Haroun Kribeche para la obtención de Doctorado en Ecología.
Especialidad: Gestión de ecosistemas y de la diversidad biológica, por la
Universidad de Alicante, en España.
H.Kribeche., 2014. Seguimiento de las acciones de restauración ecológica.
Evaluación de su efectividad en la recuperación de los procesos funcionales del
ecosistema mediterráneo sometido a la perturbación. Tesis Doctoral en la
Universidad de Alicante, España, 336 pp.
Tesis Doctoral en la Universidad de Alicante, España.
Tutela:
Profesor: Eduardo Seva Román
Profesor: José Emilio Martínez Pérez.
Esta tesis Doctoral se realizó gracias a la obtención de una beca de la Agencia Española
de Cooperación Internacional (AECI). Dicha financiación ha permitido al autor de esta
tesis realizar sus primeros pasos en el mundo de la investigación, dándole la
oportunidad de obtener la suficiencia investigadora, y alcanzar los objetivos que se
marcaron inicialmente en este trabajo.
Entender la ciencia desde dentro (o por
lo menos intentarlo).
Los griegos crearon el paradigma racionalista, pero no el científico. El universo es
inteligible al estar regido por el pensamiento. Un mismo principio gobierna la
existencia y el conocimiento; la sabiduría, logos, es conocer el pensamiento por el
cual todas las cosas se mueven. La estructura del pensamiento racional y la
estructura de la realidad son análogas. Estos son postulados y no evidencias de
hecho.
El campo fundamental de la filosofía aristotélica es la física, esto es, la ciencia de la
Naturaleza. Los conceptos elaborados en este ámbito son los elementos con los que
se construye todo el sistema.
Para saber algo del ser en general debemos antes conocer qué es y cómo es la
Naturaleza. Aristóteles la define como la esencia propia de los entes naturales, esto
es, de aquellas cosas que por ser eso que son – árboles, pájaros, estrellas- están
sometidas a procesos o a cambios.
La Naturaleza es un orden de las cosas en transformación constante, en perpetuo
devenir y el cometido de la física no es otro que demostrar que todos esos procesos
están, sin embargo, regulados por principios y causas invariables.
Lo que parece una incesante alteración es un orden eterno e inmutable.
El nuevo paradigma, Barcelona, 1999.
Autores: L. Racionero y L. Medina.
Otro padre de la física dijo: “La materia no existe como tal. Toda la materia se
origina y existe sólo en virtud de una fuerza que hace vibrar la partícula de un átomo
y mantiene este diminuto sistema solar (el átomo) unido.
Debemos asumir detrás de esta fuerza la existencia de una mente consciente e
inteligente. Esta mente es la matriz de toda la materia”.
Max Planck. Premio Novel de Física, 1918.
Así que,
Gracias a Dios por crearme y darme todas las fuerzas, bienes y habilidades, además de
iluminar mi camino hacia la búsqueda del saber.
Dedicatorias:
Dedico este trabajo a mis padres Hadjira y Cherif quienes me dieron la vida y me lo dieron
todo desde entonces hasta ser lo que soy.
A mis hermanas y hermanos: Wahiba, Sara, Aicha, Amina, Ismahane, Alima, Oussama y
Djihad; que nunca perdieron la fe en mí, y quienes siempre estuvieron allí para todo lo que me
hizo falta y apoyarme.
ÍNDICE GENERAL
Agradecimientos…………….........………….. I
Resumen……………………………………… II
Índice General………………...…………….. III
Lista de Tablas………………………………. IV
Listas de Figuras.……………………………. V
Abreviaturas y acrónimos…………………… VI
Glosario……………………………….……. VII
Apéndices…………………………………… VIII
Agradecimientos
Llegué a la universidad de Alicante hace ya 10 años gracias al equipo del CEAM que
me brindó la oportunidad de aprender en el campo de la investigación. En 2004 ni
siquiera sabía qué era una tesis y por la modestia y la empatía de la gente que me recibió
se me hizo cada vez más interesante implicarme en el mundo de la ecología terrestre y
de la restauración ecológica. Doy las gracias al director del programa de restauración en
el CEAM, Ramón Vallejo Calzada, y a Susana Bautista Aguilar por concederme el
honor de poder colaborar en los proyectos SPREAD y REACTION en los que se basa la
realización de la presente tesis.
La realización de una tesis doctoral en Ecología requiere dedicación completa y un
sacrificio enorme, junto a la ayuda imprescindible de todo un equipo brillante, con el fin
de concluirla satisfactoriamente. En este contexto quiero dirigir mis agradecimientos a
las personas que me recibieron aquí en este departamento, me ofrecieron su ayuda, para
enseñármelo todo y poner mis pies en el camino correcto hacia la realización de este
trabajo. Estoy muy agradecido a la profesora Susana Bautista Aguilar, que me enseñó
los primeros pasos para la realización de un trabajo de investigación, desde la toma de
datos en el campo, análisis de datos y su interpretación y discusión. Con ello se
comprometió y cumplió con mi tutela para la adquisición de la suficiencia
investigadora. Esta suficiencia investigadora supuso la cimentación sobre la cual se
pudo construir el resto del trabajo de investigación.
Quiero agradecer a todo el equipo del departamento de Ecología de la Universidad de
Alicante, que además estaba involucrado en la fundación CEAM, por toda la ayuda que
me brindaron a la hora de solicitar información, referencias, consultas y tutorías. En este
punto doy gracias especialmente a Jordi Cortina, Andreu Bonet, Juan Bellot, José
Raventós, Antonio Pastor, Alberto Vilagrosa, Esteban Chirino, David Fuentes,
Alejandro Valdecantos, Joan Llovet, Jaime Baeza, María Jesús, Juan Rafael Sánchez,
María José Lledó y María José Moro. Agradezco también a otros profesores de otros
departamentos de esta universidad que me ofrecieron su ayuda, particularmente
Francisco, Fernando Maestre, Rafael Mora Catalá, y Gabriel Penagos.
Lo que hizo posible la realización de este trabajo es la especial confianza y fe que
depositaron mis directores: Eduardo Seva Román y José Emilio Martínez Pérez. Les
estoy muy agradecido por la enorme paciencia que tuvieron conmigo, la alta
comprensión y su extrema delicadeza en dirigir este trabajo. Las revisiones y
correcciones minuciosas, las sugerencias instructivas y propuestas razonables, además
del trato amistoso singular de la “buena gente” que son. Gracias de nuevo por toda la
comprensión y por creer en mí y renovar vuestra confianza cada vez que la necesité.
Gracias por dirigirme, sin vosotros no hubiera podido acabar este trabajo.
Agradezco infinitamente el soporte emocional de mi círculo de amigos que pudieron
aguantarme durante todos estos años. Considero mi familia a aquellas personas que me
apoyaron incondicionalmente para poder resistir, al pie del cañón, durante todos estos
años. Mi especial afecto a mi gente: Issam, Manuel Ruiz (“Cholo”), Beatriz, Nassim,
Rosario, Federico, Hassane, Raquel, Maude, Mchiche. Agradezco particularmente a
Issam y Cholo por las interminables campañas de muestreo y medición en los periodos
extremadamente calurosos y fríos del año. A todos los que les tocó darse el madrugón
para acompañarme al campo, muchas gracias. No hubiera podido retomar las caídas
durante esta larga trayectoria sin la presencia de los continuos ÁNIMOS de mis compis
de este programa de doctorado, desde los veteranos como Federico, Rosario, Eulogio,
Roman, Karen, Estrella, Esther, Adela, hasta los que cabalgaron después como Alma,
Karim, Anna, Faouzia, Rodrigo, Christian, etc.
Mi especial agradecimiento a todo el personal del departamento, dividido en sus dos
fases, por la ayuda que tuve siempre que la pedí: desde los técnicos de laboratorio, a la
secretaria y personal administrativo: José, Fina, Emilio, Ramón, José Francisco, Silvia y
al director de departamento, Germán. Gracias infinitas al personal del instituto
“IMEM”: Juan Fran, Leticia y Gema, que siguieron proporcionándome el soporte, la
ayuda y la comprensión necesarias que me acompañaron hasta el final de este trabajo.
Gracias al círculo amistoso que tuve el honor de tener en el último año de la tesis, a la
buena gente que me hizo sentir muy especial, a la gente humilde que me concedió la
oportunidad de integrarme y ser uno de ellos. A cada uno de los maestros del centro de
integración que me consideraron como de la familia, me enseñaron el arte del trato con
los niños y me apoyaron en cada momento: Al Maestro Sallah, Raouf, Samir, Tale,
Andrés, Cati, Antonia, Rocio, Carmen Pastor, Carmen Leiva, Ana Belen, Belen, Mabel,
Ana Parra; Teresa, Marisol, Salim, Ahmed, Amine. A todos los alumnos del centro
“Saltador” que compartieron momentos especiales en esta etapa tan especial de mi vida.
Gracias a los amigos que pude conocer durante estos años fuera del circulo de Ecología:
Naamane, Ali, Mohamed, Zakaria, Mostapha, Merouane, Mourad, Zouhir, Francine,
Georgiana, Ana Monsalve, Anna Shaleva, Debora, Lili, y Regina…, y la lista sigue,
pidiendo perdón a muchos que sin duda he olvidado mencionar y que pretendo rozar
con mis sinceros agradecimientos dando las gracias a toda España por todo: Merci
Hispania.
Resumen
Los ecosistemas terrestres semiáridos, áridos y secos, habitualmente con un valor
paisajístico muy poco atractivo para el ser humano, son ecosistemas merecedores de
todo el esfuerzo para que se puedan revalorizar, restaurar y proteger, ya que agrupan
una parte muy relevante de los recursos naturales del planeta. A escala global, estos
ecosistemas, amenazados por los procesos de degradación y la desertificación,
ocupan el 40% de la superficie terrestre y albergan más de 1/5 de la población
humana mundial. Debido a esta inmensa magnitud de tierras en proceso de
desertificación y la gravedad de este fenómeno global, se hace necesaria la
intervención humana en este tipo de ecosistemas para paliar los efectos de la
degradación de la vegetación y de los suelos. En este contexto nos encontramos ante
un problema ambiental de primera magnitud a nivel mundial: la desertificación.
Particularmente, en los ecosistemas secos del Mediterráneo se constata el estudio de
dos principales perturbaciones que tienden a acentuar los procesos de degradación:
el abandono de tierras agrícolas y la recurrencia de los incendios forestales. En esta
memoria se estudian las dos perturbaciones, la estrategia de restauración después de
cada tipo de perturbación y, finalmente, se monitorea la dinámica de recuperación
del ecosistema en estructura y función tras el paso de la perturbación. Se analizan las
pautas de sucesión secundaria de la vegetación, así como los procesos funcionales
del suelo, a una determinada escala espacial y temporal, además se modelan las
trayectorias futuras de dichos ecosistemas perturbados hacia un estado adaptado de
la comunidad vegetal con los nuevos factores creados: el uso histórico, el cambio, la
restauración y las nuevas restricciones del clima, de degradación de suelos y de la
nueva estructura de la vegetación. Todos estos cambios, producto de la acción
directa o indirecta del hombre, dan lugar a nuevos conjuntos de especies (novel
ecosystems) cuyo funcionamiento ecológico es necesario conocer. En los dos tipos de
ecosistemas estudiados bajo diferentes tipos de perturbación, se concluyó una
recuperación espontánea y natural del pinar carrasco mediterráneo tras el paso del
incendio forestal, adquiriendo valores en estructura y funcionamiento adaptados a
las circunstancias biofísicas actuales. Sin embargo, se ha visto más difícil la
recuperación en estructura de la vegetación y funcionamiento del suelo del matorral
disperso abandonado a pesar de las acciones de restauración ecológica de alta
tecnología creadas para estos ámbitos semiáridos del Mediterráneo.
Índice General..................................................................................................INTRODUCCIÓN GENERAL:............................................................................ 1PLAN DE TESIS: ............................................................................................... 6CAPITULO 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio para el control de ladegradación biofísica de los suelos. un ensayo con especies autóctonas ymateriales forestales en Benifallim-Torremanzanas, Alicante… ........................ 6CAPITULO 2: Funcionamiento del suelo en un pinar incendiado del semiáridomediterráneo tras la aplicación de las acciones de restauración post incendio anivel de parcela. Benifallim-Torremanzanas, Alicante........................................ 7CAPITULO 3: Seguimiento del funcionamiento natural post-incendio y de lacapacidad de autosucesión de un pinar carrasco mediterráneo incendiado.Benifallim-Torremanzanas, Alicante................................................................... 7CAPITULO 4: Trayectoria funcional natural de un pinar carrasco mediterráneoincendiado. dinámica funcional edáfica y sucesión de la vegetación. Benifallim,Torremanzanas. Alicante. .................................................................................. 7CAPITULO 5: Evaluación de la efectividad de los tratamientos de restauraciónecológica en el éxito de la reforestación en áreas semiáridas degradadas delmediterráneo. Albatera. Alicante. España... ....................................................... 8CAPITULO 6: Tendencias de funcionamiento de las diferentes formas de vidatras las obras de reforestación en el semi-áridosemiárido mediterráneodegradado. trayectoria funcional global del matorral disperso tras larestauración........................................................................................................ 8CAPITULO 7: El estudio de la sucesión segundaria de la vegetación enámbitos semiáridos degradados tras la restauración ecológica. predicción deestados de progresión hacia las comunidades potenciales mediante modelosde cadenas simples de markov. ......................................................................... 8CAPITULO 8: El patrón espacial de nucleación de la vegetación en un matorraldisperso del semiárido mediterráneo degradado. dinámica de la vegetación trasla repoblación forestal. ....................................................................................... 8OBJETIVOS:...................................................................................................... 9
BLOQUE (I): ..............................................................................1
Restauración de emergencia de pinares de pino carrascomediterráneos incendiados. Seguimiento de la respuesta alfuego en cuanto a la capacidad de reestablecimiento de lavegetación, preservación del suelo a merced de los agenteserosivos y el auto recuperación de los valores funcionales delsistema. ...................................................................................1I.I. INTRODUCCIÓN .......................................................................................... 2
CAPITULO 1:...........................................................................19
Tratamientos de rehabilitación post-incendio para el control dela degradación biofísica de los suelos. Un ensayo con especiesautóctonas y materiales forestales en Benifallim-Torremanzanas, Alicante........................................................191.1.INTRODUCCIÓN ....................................................................................... 191.2. ÁREA DE ESTUDIO .................................................................................. 23
1.2.1. Localización y características fisiográficas generales ...........................................................231.2.3. Vegetación ..............................................................................................................................281.2.4. Las perturbaciones por fuego .................................................................................................30
1.3. DISEÑO EXPERIMENTAL Y METODOLOGÍA ........................................ 311.3.1. Variables y métodos ................................................................................................................33
1.3.1.1. Pérdida relativa de suelo.................................................................................................341.3.1.2. Compactación superficial de suelo..................................................................................351.3.1.3. Capacidad de infiltración de agua ...................................................................................351.3.1.4. Respiración edáfica .........................................................................................................371.3.1.5. Recubrimiento vegetal ....................................................................................................38
1.4. ANÁLISIS DE DATOS ............................................................................... 381.5. RESULTADOS........................................................................................... 39
1.5.1. Conservación del suelo post-incendio ..................................................................................391.5.2. Capacidad de infiltración de agua en el suelo........................................................................411.5.3. Compactación superficial del suelo ........................................................................................421.5.4. Respiración edáfica ................................................................................................................431.5.5. Recubrimiento vegetal total ....................................................................................................44
1.6. DISCUSIÓN ............................................................................................... 451.7. CONCLUSIONES ...................................................................................... 52
CAPITULO 2:...........................................................................53
Funcionamiento del suelo en un pinar incendiado del semiáridomediterráneo tras la aplicación de las acciones de restauraciónpost incendio a nivel de parcela. Benifallim-torremanzanas,Alicante. ................................................................................542.1. INTRODUCCIÓN ...................................................................................... 542.2. DISEÑO EXPERIMENTAL, MÉTODOS Y ANÁLISIS DE DATOS ........... 59
2.2.1. Diseño experimental ...............................................................................................................592.2.2. Variables y métodos................................................................................................................60
2.3. ANÁLISIS ESTADÍSTICO......................................................................... 622.4. RESULTADOS.......................................................................................... 62
2.4.1. Índices de funcionamiento observados ..................................................................................622.4.1.1. Mejora de la estabilidad del suelo ..................................................................................62
2.4.1.2. Mejora de la infiltración de agua en el suelo ..................................................................652.4.1.3. Mejora de la descomposición de la materia orgánica del suelo .....................................65
2.4.2. Evolución de los procesos funcionales del suelo después de la restauración de emrgenciapost incendio ....................................................................................................................................67
2.4.2.1. Evolución del proceso de estabilidad del suelo tras la restauración de emergencia postincendio........................................................................................................................................672.4.2.2. Evolución del proceso de infiltración de agua en el suelo tras la restauración deemergencia post incendio ............................................................................................................682.4.2.3. Evolución del proceso de reciclado de nutrientes en el suelo tras la restauración deemergencia post incendio ............................................................................................................69
2.5. DISCUSIÓN .............................................................................................. 702.5.1. Tratamientos de emergencia post incendio y la estabilidad de suelo ....................................732.5.2. Tratamientos de emergencia post incendio y la infiltración de suelo ....................................752.5.3. Tratamientos de emergencia post incendio y reciclado de nutrientes en el suelo ................75
2.6. CONCLUSIONES ..................................................................................... 76
CAPITULO 3:...........................................................................79
Seguimiento del funcionamiento natural post-incendio y de lacapacidad de autosucesión de un pinar carrasco mediterráneoincendiado. Benifallim-Torremanzanas, Alicante. ...................793.1. INTRODUCCIÓN ...................................................................................... 793.2. MATERIALES Y MÉTODOS..................................................................... 823.3. ANÁLISIS ESTADÍSTICO......................................................................... 883.4. RESULTADOS.......................................................................................... 90
3.4.1. Efecto de los diferentes grupos funcionales en los procesos edáficos funcionales y en elrecubrimiento vegetal total tras el paso del incendio por el pinar Mediterráneo ...........................90
3.4.1.1. Efecto de los distintos grupos funcionales del pinar Mediterráneo en los procesos auto-funcionales del pinar incendiado .................................................................................................903.4.1.2. Efecto acumulado de los grupos funcionales del pinar Mediterráneo incendiado en susprocesos auto-funcionales durante los 4 años de seguimiento...................................................943.4.1.3. Efecto de los distintos grupos funcionales del pinar incendiado en el recubrimientovegetal total del ecosistema estudiado .......................................................................................98
3.4.2. Auto dinámica de los procesos edáficos funcionales y del recubrimiento vegetal total delpinar incendiado ...............................................................................................................................99
3.4.2.1. Auto-dinámica de los procesos edáficos funcionales del pinar incendiado....................993.4.2.2 Dinámica (Tendencias) de la autosucesión del recubrimiento vegetal total del pinarincendiado..................................................................................................................................103
3.5. DISCUSIÓN ............................................................................................ 1053.5.1. Efecto de la organización espacial post incendio en los procesos funcionales del pinar .....1063.5.2. Efecto de la organización espacial post incendio en la autosucesión de la vegetación delpinar................................................................................................................................................109
3.6. CONCLUSIONES ................................................................................... 112
CAPITULO 4:.........................................................................114
Trayectoria funcional natural de un pinar carrascomediterráneo incendiado. Dinámica funcional edáfica ysucesión de la vegetación. Benifallim, Torremanzanas. Alicante............................................................................................. 1154.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 1154.2. DISEÑO EXPERIMENTAL Y METODOLOGÍAS DE ANÁLISIS ............ 1194.3. RESULTADOS........................................................................................ 121
4.3.1. Variables de funcionamiento del pinar durante la sucesión segundaria post incendio .......1224.3.1.1. Trayectoria de estabilidad funcional del suelo frente a los agentes erosivos..............1224.3.1.2. Trayectoria del proceso funcional de la infiltración del agua en el suelo .....................1264.3.1.3. Trayectoria del proceso funcional de reciclado de nutrientes en el suelo....................130
4.3.2. Pautas de crecimiento de la vegetación durante la sucesión segundaria tras el incendio ...1354.3.2.1. Trayectoria del área vegetal del pinar incendiado ........................................................1354.3.2.2. Trayectoria del recubrimiento vegetal de los distintos grupos funcionales del pinarincendiado..................................................................................................................................142
4.3.3. Dinámica espacio temporal del patrón de Patch/Inter-patch en la distribución de lavegetación del pinar post incendio.................................................................................................148
4.5. DISCUSIÓN ............................................................................................ 1564.5.1. Pautas de los indicadores bióticos y abióticos de funcionamiento del suelo a lo largo de lasucesión del pinar tras el paso del incendio ...................................................................................157
4.5.1.1. Estabilidad funcional del suelo tras el paso del fuego ..................................................1584.5.1.2. Proceso funcional de infiltración de agua de la lluvia en el suelo tras el incendio .......1594.5.1.3. Proceso funcional de reciclado de nutrientes pasado el incendio forestal...................159
4.5.2. Pauta espacio-temporal de la sucesión segundaria del pinar posterior al incendio forestal1614.5.2.1. El papel fundamental de la especie clave en la composición de la vegetación durante lasucesión segundaria ...................................................................................................................1654.5.2.2. El papel del patrón: tesela/claro en la distribución espacio-temporal de la vegetacióndurante la sucesión segundaría .................................................................................................1664.5.2.3. La perturbación del incendio como factor legado ........................................................171
4.6. CONCLUSIONES ................................................................................... 176
BLOQUE (II): .........................................................................179
Restauración de áreas degradadas del semiárido mediterráneotras el uso intensivo agrícola, seguido por el abandono detierras. Evaluación del éxito del proyecto de reforestación en laestabilización de suelos, la mejora en estructura yfuncionamiento de las comunidades vegetales establecidas. 179II. I. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 180
CAPITULO 5:.........................................................................187
Evaluación de la efectividad de los tratamientos de restauraciónecológica en el éxito de la reforestación en áreas semiáridasdegradadas del mediterráneo. Albatera. Alicante. España....1885.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 1885.2. ÁREA DEL ESTUDIO Y ANTECEDENTES ............................................ 1935. 3. DISEÑO EXPERIMENTAL..................................................................... 195
5.3.1. Tratamientos de restauración...............................................................................................196
5.4. MATERIALES Y MÉTODOS................................................................... 1985.5. ANÁLISIS ESTADÍSTICO....................................................................... 1995.6. RESULTADOS........................................................................................ 200
5.6.1. Efecto de los tratamientos de restauración aplicados sobre las tasas de supervivencia totalde las especies plantadas................................................................................................................2005.6.2. Efecto de las tasas de restauración aplicados sobre las tasas de crecimiento en altura de lasespecies plantadas............................................................................... ¡Error! Marcador no definido.5.6.3. Efecto de las acciones de restauración aplicados sobre las tasas de erosión generadas .....2045.6.4. Precipitaciones acumuladas en la fechas de muestreo, a lo largo del periodo de seguimiento........................................................................................................................................................205
5.7. DISCUSIÓN ............................................................................................. 2085.7.1. Establecimiento de las plantas introducidas.........................................................................2085.7.2. Conservación de los suelos ...................................................................................................211
5.8. CONCLUSIONES ................................................................................... 212
CAPITULO 6:.........................................................................214
Tendencias de funcionamiento de las diferentes formas de vidatras las obras de reforestación en el semiárido mediterráneodegradado. Trayectoria funcional global del matorral dispersotras la restauración. ............................................................. 2156.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 2156.2. MATERIALES Y MÉTODOS................................................................... 2186.3. ANÁLISIS ESTADÍSTICO....................................................................... 2216.4. RESULTADOS........................................................................................ 222
6.4.1. Los procesos funcionales del suelo bajo los distintos grupos funcionales del matorraldisperso tras las obras de repoblación y restauración ecológica ...................................................2226.4.2. La evolución de los procesos funcionales de suelo bajo los distintos grupos funcionales delmatorral disperso tras las obras de repoblación y restauración ....................................................225
6.4.2.1. Índice de estabilidad .....................................................................................................2266.4.2.2. Índice de infiltración......................................................................................................2276.4.2.3. Índice de reciclado de nutrientes..................................................................................229
6.4.3. Modelo factorial de los índices de funcionamiento..............................................................2316.4.3.1. Modelo factorial de los índices de funcionamiento en función de la combinación linealentre el tipo de la unidad ambiental y el tipo del grupo funcional ............................................233
6.4.3.2. Modelo factorial de los 3 índices de funcionamiento en función del tipo del grupofuncional.....................................................................................................................................2396.4.3.4. Modelo factorial de los 3 índices de funcionamiento según las unidades ambientales...................................................................................................................................................246
6.4.4. Tendencia de los procesos funcionales del matorral disperso después de la reforestación y laaplicación de acciones de restauración ecológica. La trayectoria funcional total del sistema objetode restauración ...............................................................................................................................249
6.5. DISCUSION ............................................................................................ 2506.6. CONCLUSIONES ................................................................................... 259
CAPITULO 7:.........................................................................260
El estudio de la sucesión segundaria de la vegetación enámbitos semiáridos degradados tras la restauración ecológica.Predicción de estados de progresión hacia las comunidadespotenciales mediante modelos de cadenas simples de Markov............................................................................................. 2617.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 2617.2. MATERIALES Y MÉTODOS................................................................... 2647.3. MODELIZACIÓN..................................................................................... 2647.4. RESULTADOS........................................................................................ 265
7.4.1. El diagrama de transición ..................................................................................................2697.4.2. Predicción de la estructura y composición de la comunidad a corto plazo y medio plazo...2787.4.3. Modelos de Markov de sucesión ecológica mediante el Java Applet ...................................2797.4.4. Predicción de la estructura y composición de la vegetación a largo plazo ...........................282
7.5. CONCLUSIONES ................................................................................... 283
CAPITULO 8..........................................................................285
El patrón espacial de nucleación de la vegetación en unmatorral disperso del semiárido mediterráneo degradado.Dinámica de la vegetación tras la repoblación forestal .........2868.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 2868.2. MATERIALES Y MÉTODOS................................................................... 288
8.2.1. Modelización de la estructura horizantal de la vegetación en la escala espacial .................2888.2.2. Modelización de la estructura vertical de la vegetación en la escala temporal ...................290
8.3. RESULTADOS........................................................................................ 2918.3.1. The simulation model of vegetation distribution. The map of gaps evolution using Surfer.2918.3.2.Interpretación y ejecución de los resultados de la dinamica espacial del Matorral dispersotras la reforesatción y la aplicación de las acciones de restauración ecologica .............................3048.3.3. Conceptual Countinum Model of vegetation Dynamic using Matlab software....................305
8.3.3.1. Intrepretación y ejecución de los resultados del modelo conceptual “Proc” de ladinamica y estructura vertical del Motorral en restauración ecologica ....................................309
8.4. DISCUSIÓN ............................................................................................ 3178.4.1. Estructura horizontal de la vegetación y el efecto del patron de la nucleación de lavegetación en la dinamica del matorral disperso ...........................................................................3178.4.2. Estructura vertical de la vegetación. Composición funcional de la comunidad vegetal delmatorral disperso............................................................................................................................3198.4.3. Gradientes del recubrimiento de vegetación a lo largo del periodo de seguimiento ..........3218.4.4. Efecto de la recuperación de la vegetación sobre la conservación de los suelos .................3258.4.5. Entendimiento de las tendencias de restaurabilidad del matorral disperso tras las obras derepoblación forestal y de la restauración ecológica .......................................................................327
8.5. CONCLUSIONES ................................................................................... 332
III. Conclusiones Generales ................................................... 334
IV. Lecciones, perspectivas y consideraciones futuras deinvestigación .......................................................................337
V. Referencias bibliográficas………………………………………………. 335
Lista de Tablas
Tabla 1.1. Especies nativas usadas en el tratamiento de siembra. Dosis y pre-tratamientosde las semillas.
Tabla 1. 2. Resultados de los análisis estadísticos (modelo lineal general univariante) delas distintas variables analizadas.
Tabla 2.1. Resultados de los análisis estadísticos (modelo lineal general: análisis de lavarianza univariante) de las distintas variables analizadas.
Tabla 3.1. Estadísticos F y Significación p del análisis estadístico de la varianza de unfactor realizado con SPSS. 14.0.
Tabla 6.1. Estadísticos F y Significación p del análisis estadístico de la varianza de unfactor realizado con SPSS. 14.0.
Tabla 7.1. Recubrimientos (%) de los estratos de vegetación a partir de los transectos devegetación realizados entre 2005 y 2008.
Tabla: 7.2. Tabla de entrada de parámetros en el applet 6.1, ilustrando los recubrimientos(%) de cada estadio de vegetación a lo largo del periodo de muestreo (2005-2008).
42
50
73
102
236
288
292
Lista de Figuras
Figura 1.1. Mapa de localización de la zona de estudio y perímetro del incendio.
Figura 1.2. Mapa litológico de la zona de estudio y perímetro del incendio
Figura 1.3. Diagrama Ombrotérmico de la estación pluviotérmica de Alcolecha. Serie de datoscorrespondiente al periodo 1976-1985.
Figura 1. 4. Distribución mensual de la precipitación registrada en la estación pluviométrica de
Benifallim (valores medios de la serie de datos de 1961 a 1990) y su relación con la precipitación
de la estación de referencia (Alcolecha).
Figura 1. 5. Distribución de las precipitaciones mensuales registradas durante el periodo deestudio (Noviembre 2002-Junio 2005).
Figura 1. 6. Imagen de la vegetación pre-incendio
Figura 1. 7. Esquema del diseño experimental, indicando las parcelas experimentales y lostratamientos de restauración aplicados.
Figura 1. 8. Parcela de mulch y detalle del material utilizado
Figura 1. 9. Montaje experimental para los ensayos de infiltración de agua
Figura 1. 10. Las pérdidas o ganancias de suelo (mm) en función de los distintos tratamientosaplicados.
Figura 1. 11. Capacidad de infiltración de agua en el suelo (ml/min) en función de lostratamientos.
Figura 1.12. Compactación superficial, medida como resistencia a la penetración, en función delos tratamientos
Figura 1. 13. Respiración edáfica en función de la presencia de mulch.
Figura 1.14. Dinámica del recubrimiento vegetal total correspondiente a los distintostratamientos aplicados.
Figura 1. 15. Flujo de CO2 en función de los distintos tratamientos. Medidas realizadas a los 18meses de la aplicación de los tratamientos. Fuente: L. Viñolas. SPREAD Project Final Report
Figura 2.1. Los índices de estabilidad del suelo (%) correspondientes a cada tratamiento
aplicado a lo largo de los diferentes muestreos.
Figura 2. 2. Los índices de infiltración (%) correspondientes a cada tratamiento y a lo largo de
los muestreos realizados en el periodo de seguimiento.
Figura 2. 3. Los índices de reciclado de nutrientes (%), correspondientes a cada tratamiento y a
lo largo de los muestreos realizados en el periodo de seguimiento.
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Figura 2. 4. Evolución del índice de estabilidad (%) a lo largo del periodo de muestreo en las
distintas parcelas tratadas.
Figura 2.5. Evolución del índice de infiltración (%) a lo largo del periodo de muestreo en las
distintas parcelas tratadas.
Figura 2.6. Evolución del índice de reciclado de nutrientes (%) a lo largo del periodo de
muestreo en las distintas parcelas tratadas.
Figura 3.1. Esquema explicativo de la realización de un transecto de ESTRUCTURA
PATCH/INTERPATCH y la manera por la cual se mide la longitud y anchura del patch y del
espacio interpach. Fuente: LFA methodology manual (Tongway y Hindley, 2003).
Figura 3.2. Esquema explicativo del principio de medir la longitud y anchura de un patch
vegetal. Así que la longitud interpatch a fin de estimar la superficie exacta cubierta por la
vegetación, con el objetivo de determinar el RECUBRIMEINTO VEGETAL a partir de la
realización de un transecto vegetal. Fuente: LFA methodology manual (Tongway y Hindley,
2003).
Figura 3.3. Esquema explicativo de distintas formas del SUMIDERO formándose a partir de: un
circulo de plantas arbustivas (a), una banda de manchas arbustivas conectadas entre sí por la
hojarasca (b), o un tronco vegetal caído sobre el suelo (c), y sus dimensiones en longitud y altura
junto a las del espacio FUENTE Inter.patch. Fuente: LFA methodology manual (Tongway y
Hindley, 2003).
Figura 3.4. Índices de funcionamiento del pinar incendiado (%) según los grupos funcionales (7
tipos) de cada muestreo: 2005, 2006, 2007 y 2008. Los índices de referencia son los
correspondientes al muestreo 2004 del pinar no incendiado. Los índices de funcionamiento del
ecosistema: Estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes presentados gráficamente son los
valores promedios de las tres laderas de muestreo (n=3).
Figura. 3. 5. Índices de estabilidad bajo cada grupo funcional del pinar incendiado, y a lo largo
de 4 años de muestreo (2005, 2006, 2007, 2008). A la derecha; los índices de estabilidad para
cada grupo funcional en el pinar control (no incendiado) en 2004.
Figura 3.6. Índices de infiltración bajo cada grupo funcional del pinar incendiado, y a lo largo de
4 años de muestreo (2005, 2006, 2007, 2008). A la derecha; los índices de infiltración para cada
grupo funcional en el pinar control (no incendiado) en 2004.
Figura 3.7. Índices de reciclado de nutrientes bajo cada grupo funcional del pinar incendiado, y
a lo largo de 4 años de muestreo (2005, 2006, 2007, 2008). A la derecha; los índices de reciclado
de nutrientes para cada grupo funcional en el pinar control (no incendiado) en 2004.
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Figura 1. 8. Las distintas proporciones del recubrimiento vegetal correspondiente a cada grupo
funcional del pinar incendiado a lo largo de los muestreos realizados (2005, 2006, 2007 y 2008), y
al muestreo control (2004) del pinar no incendiado.
Figura 3.9. Dinámica de crecimiento de los índices de funcionamiento (%) correspondientes a
cada grupo funcional del pinar incendiado, a lo largo del periodo de seguimiento (2005 hasta
2008).
Figura 3.10. Dinámica funcional del proceso de estabilidad del suelo en el pinar incendiado de
Torremanzanas, durante 4 años de seguimiento.
Figura 3.11. Dinámica funcional del proceso de infiltración de agua en el suelo del pinar
incendiado de Torremanzanas, durante 4 años de seguimiento.
Figura 3.12. Dinámica funcional del proceso de reciclado de nutrientes en el suelo del pinar
incendiado de Torremanzanas, durante 4 años de seguimiento.
Figura 3.13. Los distintos escenarios del auto recubrimiento vegetal del pinar tras el incendio de
2002.
Figura 3.14. Auto dinámica de la vegetación post incendio del pinar Mediterráneo de
Torremanzanas.
Figura 4.1. Gráfico de regresión de residuos tipificado: Índice de estabilidad en función de las
variables: tiempo y grupos funcionales.
Figura 4.2. Gráfico de dispersión simple de puntos destacando las tendencias categóricas del
índice de estabilidad (%) correspondiente a cada grupo funcional del pinar incendiado.
Figura 4.3. Gráfico de secuencia de las series temporales (TPLOT) del índice de estabilidad (%)
(Valores promedios de las tres laderas muestreadas) en el tiempo (cuatro años de seguimiento).
Figura 4.4. Correlogramas de la función de autocorrelación y de la correlograma parcial delíndice de estabilidad en las series del tiempo de muestreo.
Figura 4.5. Gráfico de residuos tipificado de la regresión múltiple entre la variable dependiente:índice de infiltración (%) y las variables independientes: grupo funcional y tiempo de muestreo.
Figura 4.6. Gráfico de dispersión del índice de infiltración (%) (Valores promedios) a lo largo de
los cuatro años de seguimiento (muestreo), y según los distintos grupos funcionales del pinar
incendiado.
Figura 4.7. Gráfico de secuencia de los valores promedios del índice de infiltración (%) a lo largode los cuatro años de seguimiento (Muestreos), y línea de ajuste total de dicha serie temporal.
Figura 4.8. Correlogramas de las funciones de autocorrelación y la parcial del índice de
infiltración (valores medios) en las series del tiempo de muestreo.
Figura 4.9. Línea de los valores residuos presentada por la diferencia entre las probabilidadesacumuladas esperadas y observadas del índice de reciclado de nutrientes.
Figura 4.10. Gráfico de dispersión de puntos reflejando los valores promedios del índice deestabilidad por cada clase funcional, y a lo largo de los cuatro años de muestreo.
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Figura 4.11. Modelo de series temporales del índice reciclado de nutrientes (%) (Valorespromedios) a lo largo de la escala temporal.
Figura 4.12. Correlogramas de las funciones de auto-correlación y de la función parcial delíndice de reciclado de nutrientes en las series del tiempo de muestreo.
Figura 4.13. Gráfica de residuos del análisis de regresión simple de la variable área vegetal en
función del tiempo.
Figura 4.14. Gráfico de dispersión de puntos de la variable área vegetal a lo largo de los 4 años
de seguimiento, y la línea de ajuste total de dicha dispersión, elaborado con el SPSS (14.0).
Figura 4.15. Tendencia del área vegetal (m2) a lo largo de los años de seguimiento post incendio
del pinar. Grafica de la serie temporal (TIPLOT).
Figura 4.16. Correlogramas ACF (Función de Auto-correlación) y PACF (Función de Auto-correlación Parcial) de la serie temporal: Área vegetal (m2) en función del tiempo.
Figura 4.17. Gráfico de regresión de la variable explicada: recubrimiento vegetal (%) por la
variable explicativa: Grupo funcional.
Figura 4.18. Tasas de recubrimiento (%) categóricas, como valores promedios de las
proporciones de recubrimiento vegetal que ocupa cada grupo funcional a lo largo de los
transectos de vegetación realizados durante cuatro años de muestreo y que tienden hacia las
tasas de recubrimiento en las laderas control.
Figura 4.19. Gráfico de secuencia del análisis de las series en el tiempo de la variable Tasa de
recubrimiento vegetal (%) a lo largo de los cuatro años de muestreo.
Figura 4.20. Correlogramas de la función de autocorrelación y de la parcial de las tasas derecubrimiento categóricas en las series del tiempo muestreado.
Figura 4.21. Representación gráfica (Mapa imagen) de la distribución de la vegetación en
manchas y claros en el transecto (1) de la ladera (3) de la zona de estudio, consecutivamente
realizado en verano 2005, 2006, 2007 y 2008; respectivamente. (Surfer 8.0).
Figura 4.22. Mapas Post, Mapas imagen: Patch/interpatch, mapas de superficie categóricas,
(desde la izquierda a la derecha) del transecto (1) de la ladera (3) de la zona de estudio, realizado
en verano 2005, 2006, 2007 y 2008 (desde aguas arriba hacia el lecho del rio de la cuenca
hidrográfica). (Surfer 8.0).
Figura 4.23. Fotografías de las laderas incendiadas: 1, 2 y 3 respectivamente, en el verano del
sexto año posterior al incendio (2008).
Figura 4.24. Mapa de recurrencia de incendios en la sierra del Rentonar. Benifallim.
Torremanzanas. Alicante. Fuente: Servicio de cartografía del Centro de Estudios Ambientales
del Mediterráneo (CEAM).
Figura II.I. Mapa mundial de las clases de degradación de las tierras (Fuente: Programa de
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Acción Nacional de Lucha contra la Desertificación, 2008).
Figura 5.1. Imagen satélite del Sureste de la península Ibérica, en donde se ubica la zona piloto(Albatera, Alicante, España). (Fuente: CEAM).
Figura 5.2. Modelo Digital del Terreno de la cuenca Hidrográfica del proyecto de demostraciónde la lucha contra la desertificación, delimitando las 3 unidades ambientales: Solana, Umbría yTerrazas (Fuente: Fundación CEAM).
Figura 5.3. Tasas de supervivencia total (valores promedios ± error estándar) a partir delnúmero inicial de individuos plantados en las unidades ambientales de solana, umbría y terrazasde la cuenca de Albatera, durante tres años de seguimiento.
Figura 5.4. Las funciones de supervivencia acumuladas (proporciones del número de plantasvivas del numero plantado inicialmente) correspondientes a cada categoría de tratamientos derestauración aplicada a lo largo del periodo post plantación (meses).
Figura 5.5. Crecimiento en altura (valores promedios ± error estándar) de los individuos de R.lycioides, P. lentiscus y O. europaea y Q. coccifera plantados en las unidades ambientales desolana, umbría y terrazas de la cuenca de Albatera, a lo largo de 3 años.
Figura 5.6. Las tasas de erosión hídrica (promedio ± error típico) registradas en cada una de lastres unidades ambientales: Umbría, Solana y Terrazas de la cuenca hidrográfica de Albatera,después de la reforestación y la aplicación de las acciones de restauración, a lo largo de 4 años(2006, 2007, 2008 y 2009).
Figura 5.7. Las precipitaciones acumuladas (mm) en las fechas de muestreo a lo largo delperiodo de seguimiento. (Fuente:http://www.ceam.es/ceamet/observaciones/ceam/torres_ceam.html).
Figura 5.8. Tendencias de las tasas de erosión (mm) (valor medio ± Error estándar)correspondientes a cada unidad ambiental: Solana, Umbría y Terrazas.
Figura 5.9. Tendencias de las tasas de erosión (promedio ± error típico) en las tres unidadesambientales (Solana, Umbría y Terrazas) de la cuenca después de la repoblación y la aplicaciónde las acciones de restauración), a lo largo del periodo de seguimiento (2006-2009).
Figura 6.1. Índices de funcionamiento del matorral disperso (%) bajo los diferentes grupos
funcionales (7 tipos) a lo largo del periodo de seguimiento: 2005, 2006, 2007 y 2008. Los índices
de funcionamiento del ecosistema: Estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes presentados
gráficamente son los valores promedios de las tres laderas de muestreo (n=3).
Figura 6.2. Índices de estabilidad del suelo bajo los distintos grupos funcionales del matorraldisperso a lo largo del periodo de seguimiento después de la reforestación y la aplicación de lasacciones de restauración ecológica (2005-2008).
Figura 6.3. Evolución de los índices de estabilidad del suelo correspondientes a los distintosgrupos funcionales del matorral disperso a lo largo del periodo de seguimiento tras larepoblación forestal y la aplicación de las acciones de restauración ecológica (2005-2008).
Figura 6.4. Los índices de infiltración correspondientes a los diferentes grupos funcionales delmatorral disperso a lo largo del periodo de seguimiento; tras la reforestación y la aplicación dela obras de la restauración ecológica.
Figura 6.5. Evolución de los índices de infiltración correspondientes a los diferentes gruposfuncionales del matorral disperso a lo largo del periodo de seguimiento; tras la reforestación y laaplicación de la obras de la restauración ecológica.
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Figura 6.6. Índices de reciclado de nutrientes correspondientes a los diferentes estratos de lavegetación del matorral disperso a lo largo del periodo de seguimiento (2005-2008), tras elproyecto de repoblación forestal y la aplicación de las acciones de restauración ecológica.
Figura 6.7. Evolución de los índices de reciclado de nutrientes correspondientes a los diferentesestratos de la vegetación del matorral disperso a lo largo del periodo de seguimiento (2005-2008),tras el proyecto de repoblación forestal y la aplicación de las acciones de restauración ecológica.
Figura 6.8. La agrupación de las categorías resultantes de la repartición de 3 los índices defuncionamiento: Estabilidad, Infiltración y Reciclado de nutrientes por unidad ambiental (3unidades) y por grupo funcional (9 grupos funcionales).
Figura 6.9. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de Estabilidad (%).
Figura 6.10. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de infiltración (%).
Figura 6.11. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
Figura 6.12. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
Figura 6.13. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
Figura 6.14. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de infiltración (%).
Figura 6.15. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
Figura 6.16. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos de los Índices de funcionamiento: Estabilidad (%), Infiltración (%) y Reciclado de
nutrientes (%).
Figura 6.17. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de estabilidad (%).
Figura 6.18. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de infiltración (%).
Figura 6.19. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
Figura 6.20. Gráfico de componentes principales (a), la matriz de componentes principales (b)
extraídos de los 3 índices de funcionamiento: Estabilidad (%), Infiltración (%) y Reciclado de
nutrientes (%) y la matriz de correlaciones (c).
Fig. 6.21. Las inercias de los 3 índices de funcionamiento: Estabilidad (%), Infiltración (%) y
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Reciclado de nutrientes (%) (Valores medios), durante el periodo de seguimiento (2005-2008) yla inercia del índice de organización del ecosistema (%).
Figura 6.22. Esquema indicativo de los 3 principales estados de transición del ecosistemaestudiado: Ecosistema en uso agrícola, ecosistema abandonado y el ecosistema en restauración.
Figura 6.23. La evolución de los recubrimientos de la vegetación (promedio y error estándar) delos grupos funcionales a lo largo del periodo de seguimiento (2005-2008).
Figura 6.24. Modelo linear continuum de la sucesión de la vegetación (Bradshaw, 1984, Dobson,1997).
Figura 7.1. Matriz estocástica de los distintos reemplazos y transiciones: desde el estado BS hacialos estados: PG, SS, S, T, MIXT.
Figura 7.2. Matriz estocástica de los distintos reemplazos y transiciones: desde el estado BS hacialos estados: PG, SS, S, T, MIXT. Se incluye también la transición reversible del estado al mismo.
Figura 7.3. Las transiciones de un estrato de vegetación a otro durante el periodo de monitoreo(2005-2008).
Figura 7.4. El modelo de predicción de los recubrimientos categóricos (por estrato de vegetación)simulado mediante el programa: Excel a medio plazo.
Figura 7.5. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (PlataformaJava TM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios. Estado inicial sin ejecutar el modelo(iteraciones t=0).
Figura 7.6. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (PlataformaJava TM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios y 5 iteraciones.
Figura 7.7. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (PlataformaJava TM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios y 10 iteraciones.
Figura 7.8. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (PlataformaJava TM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios y 20 iteraciones.
Figura 7.9. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (PlataformaJava TM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios y 30 iteraciones.
Figura 8.1. Mapas Post, Mapas imagen: Patch/interpatch, mapas de superficie categóricas,
(desde la izquierda a la derecha) del transecto (1) de la unidad: Solana de la zona de estudio,
realizado en verano 2005, 2006, 2007 y 2008 (desde aguas arriba hacia el lecho del rio de la
cuenca hidrográfica). (Surfer 8.0).
Figura 8.2. Mapas Post, Mapas imagen: Patch/interpatch, mapas de superficie categóricas,
(desde la izquierda a la derecha) del transecto (3) de la unidad: Umbría de la zona de estudio,
realizado en verano 2005, 2006, 2007 y 2008 (desde aguas arriba hacia el lecho del rio de la
cuenca hidrográfica). (Surfer 8.0).
Figura 8.3. Mapas Post, Mapas imagen: Patch/interpatch, mapas de superficie categóricas,
(desde la izquierda a la derecha) del transecto (1) de la unidad: Terrazas de la zona de estudio,
realizado en verano 2005, 2006, 2007 y 2008 (desde aguas arriba hacia el lecho del rio de la
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cuenca hidrográfica). (Surfer 8.0).
Figura 8.4. El modelo “PROC” de la dinámica del Matorral Disperso, prediciendo lacomposición vertical de la estructura de población de vegetación en la zona de estudio, dentro deun periodo de 100 años.
Figura 8.5. El modelo “PROC” de la dinámica del Matorral Disperso, prediciendo el
recubrimiento total de la vegetación, dentro de un periodo de 100 años.
Figura 8.6. El test de Elasticidad del modelo “Itera” de la dinámica de vegetación del Matorraldisperso.
Figura 8.7. El test de Sensibilidad del Modelo “Itera” de la dinámica de vegetación del Matorraldisperso.
Figura 8. 8. Recubrimientos categóricos por grupo funcional correspondientes a cada año delperiodo de evaluación (2005-2008).
Figura 8.9. Evolución de los distintos recubrimientos categóricos de la vegetación según elestrato de vegetación.Figura 8.10. Diagrama explicativo de la relación Área vegetal total (m2) y tasas de erosión de lavegetación (mm)
Figura 8.11. Nuevos ecosistemas (Novel ecosystem)son el resultado de los cambios en las
condiciones bióticas (y/o) abióticas, además de intervención humana. Hobbs et al. (2009).
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Abreviaturas y acrónimos
BS: Bare soil (Suelo desnudo).
CEAM: Centro de Estudios Ambientales del Mediterráneo.
LFA: Landscape Functional Analysis.
LOG: Material vegetal muerto sobre el suelo.
LUCDEME: Proyecto de LUcha Contra la DEsertificación en el Mediterráneo.
MIXT: Estrato vegetal mixto.
PG: Perennial Grass (Estrato herbáceo perenne).
REACTION: “Restoration actions to combat desertification in the northern
Mediterranean”.
S: Shrub (Estrato arbustivo).
SDB: Standing Died Biomass (Biomasa muerta en pie).
SPREAD: “Forest fire spread prevention and mitigation”.
SS: Sub.Shrub (Estrato subarbustivo).
T: Tree (Estrato arbóreo).
UFRO: Universidad de la FROntera
UNCCD: United Nations Convention to Combat Desertification.
USLE: Universal Soil Loss Equation.
GLOSARIO
Existe una gran diversidad de términos que son aceptados entre los ecólogos
terrestres y los especialistas en restauración ecológica. Esta lista de conceptos tiene
el objetivo de establecer una base terminológica que será empleada a lo largo de la
tesis:
Autoorganización del ecosistema: Es el proceso por el cual algunos ecosistemas
resilientes se autorecuperan en sus constantes principales después de ser perturbados
o sometidos a cambios.
Autosucesión: Es un concepto que forma parte del proceso de sucesión secundaria.
La autosucesión es un modelo en el cual todos los parámetros recuperan su forma
inicial antes del paso de la perturbación. Esto no quiere decir que no ocurrieran
cambios en el ecosistema, sino que estos cambios tienden a adquirir una forma
autoreguladora para recuperar o aproximarse a sus valores originarios.
Desertificación: Es la degradación de las tierras áridas, semiáridas y subhúmedas
por causas naturales o antropogénicas.
Dinámica de la vegetación: Los procesos autogénicos por los cuales la comunidad
vegetal avanza hacia su plenitud, como un organismo hacia su madurez.
Diversidad: Es un parámetro relacionado con la variedad y riqueza y los representantes
de cada especie que muestra una comunidad de seres vivos. Esta diversidad podría ser:
Diversidad específica: La variedad de especies vegetales que forman dicha
comunidad vegetal.
Diversidad Funcional: La variedad en las formas de vida vegetal existentes en
una comunidad vegetal.
Grupos funcionales: Se utiliza también el término: tipos funcionales cuando se trata de
resaltar el papel de las diferentes formas de vida constituyentes de la comunidad de la
vegetación.
Ecología de la restauración: Es la disciplina que estudia las técnicas de restauración
frente a los diversos casos de alteración de los ecosistemas, las estrategias de
restauración, el momento de la intervención y el seguimiento de los propios proyectos
de restauración.
Especie clave: Es la especie vegetal que tiene un peso muy determinante en la
composición vegetal de una comunidad, dirigiendo más que otras especies
acompañantes el funcionamiento de ésta.
Estado del sistema: Son variables como composición, estructura de la vegetación o
la función del sistema que describen las respuestas del sistema.
Estados transitorios del ecosistema: son los estados del sistema que no se
caracterizan por la persistencia.
Estabilidad del suelo: Es la capacidad del suelo para resistir frente a las fuerzas de
la erosión, y de recobrarse después de la perturbación.
Facilitación: A lo largo del proceso de la sucesión de la vegetación se producen
mecanismos de facilitación, que hacen que la especie vegetal produzca unas
condiciones cada vez menos favorables para ella misma y más favorables para el
establecimiento de otras especies en los estadios posteriores.
Funcionamiento del ecosistema: Es el conjunto de todos los procesos biofísicos del
sistema natural y las interacciones entre sí. La función del ecosistema expresa la
interacción del clima y los factores del suelo para proporcionar la disponibilidad de
agua y nutrientes, que definen el medio edáfico para la vegetación.
Formas de vida: Son los diferentes tipos fisonómicos de vida que constituyen la
estructura de una comunidad vegetal.
Gradual Continuum Models: Son los modelos que describen la dinámica del sistema
sin umbrales. Estos modelos aplican una recuperación espontánea del sistema,
siguiendo la eliminación de las perturbaciones adversas para alcanzar un punto deseado
del sistema.
Histéresis: Hace referencia a la respuesta del sistema, específicamente a la trayectoria
de retorno tras el paso de una perturbación o cambio debido a efectos acumulados.
Cuando el sistema sigue diferentes trayectorias de retorno hacia el estado formador, se
llama efecto histéresis.
Homeostasis: Consiste en el proceso de recuperación del ecosistema cuando alcanza el
llamado estado “clímax”, debido a que el ecosistema tiene mecanismos de
autorregulación (homeostasis) que permiten recuperar sus parámetros a lo largo del
tiempo, consiguiendo mayor estado de madurez.
Infiltración del agua de lluvia en el suelo: Proceso por el que una parte del agua
precipitada traspasa los perfiles de suelo (la proporción de agua disponible para ser
asimilada por las plantas). La otra parte del agua discurre por la superficie de suelo
que llega a perderse y que puede transportar fuera de sitio los materiales de este
suelo.
LFA (Landscape Functional Analysis): Es una metodología de monitoreo que evalúa
en sus procedimientos el funcionamiento del sistema como un sistema biofísico. Este
modelo de funcionamiento es un gradiente continuo que podría ir desde un ecosistema
totalmente funcional hasta otro totalmente disfuncional.
Metapoblación fuente-sumidero (Pulliam, 1988): Conjunto de poblaciones
constituido por algunos fragmentos con crecimiento poblacional negativo
(sumideros), con baja densidad y en ausencia de inmigración, y fragmentos en que el
crecimiento poblacional a bajas densidades es positivo (fuentes). Las poblaciones
fuente y sumidero se han vuelto más importantes en paisajes impactados por el ser
humano. Por lo tanto, la dinámica fuente-sumidero es a menudo modelo corriente de
la fragmentación del hábitat.
Modelos de transición: Son modelos de la dinámica de las comunidades donde se
estudian las probabilidades de transición de un estado a otro.
Persistencia del ecosistema: Es un criterio de estabilidad que adopta el sistema
cunado está en un estado persistente. El hecho de que la secuencia del tiempo de la
dinámica de la vegetación generalmente supera la escala temporal de la observación
humana, los gestores solían tomar decisiones de restauración sin tener en cuenta la
persistencia del sistema.
Perturbación (Pickett y White, 1985): Una perturbación se define como cualquier
evento relativamente discreto en el tiempo que trastorna la estructura de una
población, comunidad o ecosistema y cambia los recursos, la disponibilidad de
sustrato o el ambiente físico.
Proceso caótico ergódico: Es el principio por el cual rigen los modelos de cadenas
de Markov, cuando el sistema evoluciona independientemente de sus condiciones
iniciales.
Procesos estocásticos: Son los procesos que controlan el sistema y que son
principalmente procesos al azar, como la variación del clima.
Reciclado de los nutrientes en el suelo: Nivel de eficiencia con que el suelo recicla
la materia orgánica en el mismo.
Resiliencia: Es la capacidad del sistema para absorber la perturbación y para
reorganizarse de nuevo para mantener la misma función, estructura, identidad y
respuestas. También se puede definir como la elasticidad o el tiempo necesario para la
restauración de una comunidad de vegetación tras el paso de la perturbación. La
resiliencia es la recuperación de los procesos funcionales al estado inicial antes de que
el sistema sea perturbado.
Restaurabilidad: Es la capacidad que tiene el ecosistema perturbado a ser restaurado.
Sucesión: según Clements (1916a) consiste en el cambio producido en el proceso de
organización de las comunidades vegetales. Principalmente existen 2 tipos de la
sucesión de la vegetación:
Sucesión primaria: Resultante de la primera aparición de la comunidad
vegetal en un medio absolutamente nuevo. Es el caso de la aparición de una
isla nueva y la concluyente formación vegetal, o bien tras una colada de la
lava volcánica y la resultante comunidad vegetal establecida, o bien la
producción de una duna recién formada.
Sucesión secundaria: Es el proceso del restablecimiento de la comunidad
vegetal después del cambio producido por una perturbación como es el caso
del incendio forestal, el paso de una tormenta o un huracán, el abandono del
uso agrícola, etc.
Umbral: Es el punto de separación entre dos estados del sistema:
Umbral de degradación: Indica el punto donde el cambio ambiental impide
la recuperación del sistema al mismo estado sin la aplicación de las acciones
de restauración.
Umbral de restauración: Indica el punto de separación que necesita la
intervención con los esfuerzos de restauración para la recuperación del
sistema.
Introducción general
1
Evaluación de las acciones de restauraciónecológica en la recuperación de procesosfuncionales de ecosistemas mediterráneossometidos a perturbación
Introducción general
La Tierra, nuestro hogar, es un planeta que ha sido explotado desde tiempos
inmemoriales por el género humano, ya que, hasta ahora, es el único planeta capaz de
producir los recursos naturales necesarios para nuestra existencia. A pesar de los
avances en la exploración de otros planetas, no hay expectativas serias de que el ser
humano pueda extraer y explotar recursos de otros cuerpos planetarios (Craig et al.,
2007). Por consiguiente, la Tierra y todos sus recursos han entrado en un cambio
continuo. Estos cambios se producen como respuesta a las necesidades de una población
mundial en continuo crecimiento que se considera la fuerza motora que mueve el
consumo de los recursos.
Además, la historia humana ha sido particularmente atraída por el uso de los espacios
naturales, el uso de sus bienes y, por consiguiente, la alteración de estos ambientes
naturales. A medida que la población mundial crecía y la agricultura se extendía, la
superficie terrestre hubo de ser modificada para proveer los recursos suficientes para el
mantenimiento de dicha población. Esto, provocó la reducción de la superficie de
bosques frente a la expansión de la agricultura. La Edad de Hierro, también tuvo su
impacto sobre los ambientes naturales. Dicha época marcó un gran avance en el uso de
los materiales desde el estado natural hasta su industrialización. La Revolución
Industrial redujo aún más los sistemas naturales, y dejó un gran impacto por la
extracción de recursos. Desde la minería, para abastecer la metalurgia, la extracción de
madera de los bosques, y la incesante necesidad de combustibles, como el carbón
vegetal, el carbón mineral y, posteriormente, el petróleo, necesarios para la industria.
Introducción general
2
En la Europa mediterránea del siglo XVIII se produjeron cambios socioeconómicos
profundos cuyas consecuencias han definido los paisajes naturales en los países del
norte mediterráneo. La explotación agrícola de las últimas décadas del siglo XX han
provocado un gran impacto sobre los suelos forestales, eliminando la vegetación natural
para la instalación de cultivos en terrazas de ladera (Vallejo y Alloza, 2004). La tala y
el desbroce de la vegetación natural, para la extracción de madera y leña, seguido por la
introducción de cultivos agrícolas, que después han sido abandonados, han dejado los
montes desprotegidos a merced de los factores del clima. El uso intensivo de los suelos
y el abandono de tierras agrícolas ha tenido graves repercusiones sobre los ecosistemas
mediterráneos (Navehy Lieberman, 1984), causando un cambio en la composición
vegetal y su estructura, la degradación de los suelos y su pérdida por erosión, además de
la alteración de los procesos dinámicos de dichos ecosistemas naturales (Mooney et al.,
1981).
El impacto de estos cambios socioeconómicos, en el uso de los ecosistemas naturales, se
vio acentuado por el incipiente cambio climático global, implicando niveles de
degradación más elevados (Piñol et al., 1998; Millan et al., 1997). La incidencia del
cambio climático sobre los ecosistemas de la cuenca mediterránea incrementó la
frecuencia de las sequías y a su vez la recurrencia de incendios forestales y (Bessie y
Jonhson 1995; Rambal y Hoff, 1998). El aumento, en número y tamaño, de dichas
perturbaciones llegó a afectar drásticamente la resiliencia de los sistemas naturales
perturbados.
Los continuos cambios en los ecosistemas de la orilla norte del Mediterráneo y los
resultantes niveles de degradación hicieron surgir en aquel entonces la aparición de las
primeras iniciativas de gestión de ecosistemas forestales en Europa central. En el siglo
XVII aparece la selvicultura como disciplina científica que engloba todas las
operaciones y técnicas para la gestión sostenible de los recursos forestales en países
como Alemania, Francia y Suecia. Esta ciencia llega a España a principios del siglo
XIX, cuando se formaron los cuerpos forestales y se publicó, por primera vez, el libro
de las Ordenanzas Generales del Monte.
Consecuentemente, a principios del siglo XX, los ingenieros forestales en España
iniciaron una campaña repobladora para paliar las formas de degradación presentes en
aquella época en los ecosistemas naturales terrestres, enfocándose, principalmente, en la
Introducción general
3
fijación de dunas y la restauración de cuencas hidrográficas con inundaciones frecuentes
(Gómez, 1992). Hasta entonces, se utilizó más frecuentemente el término de
“ordenación forestal” en los programas de repoblación forestal y las tecnologías de
fijación de laderas y de corrección torrencial en los cauces y las cuencas hidrográficas.
La llegada de la Ecología debió dar un enfoque nuevo al paradigma de la sostenibilidad
en el uso de los recursos de los ecosistemas forestales, proporcionando un manto
protector a todas las acciones de la selvicultura forestal. Según la definición de la
Universidad de la Frontera (UFRO), la selvicultura es: “la ciencia aplicada que rige al
manejo ecológicamente sostenible de los ecosistemas forestales”. Así, el término
“restauración ecológica de montes” se había utilizado hacía más de un siglo por
forestales e ingenieros de montes en el sur de Europa. Sin embargo, el significado era
ligeramente diferente al empleado actualmente para denominar a la restauración
ecológica (Vallauri et al., 2002). En aquella época se refería más a lo que podemos
llamar ahora silvicultura y control de erosión de los suelos. Lo que realmente hace
referencia a la restauración ecológica, como disciplina, es la noción de recuperar el
pasado ecológico porque, más recientemente, Aldo Leopold llegó a utilizar el término
de restauración refiriéndose a sus intentos de reconstruir hábitats (Zedler, 1999).
Desde la celebración de la primera conferencia anual de la Sociedad Ecológica de
Restauración y Ordenación (actualmente, Sociedad Internacional de Restauración
Ecológica: SERI), que tuvo lugar en Oakland, California en 1989, se definió el concepto
de restauración ecológica como la recuperación de los estadios anteriores, y todavía
sigue teniendo el mismo significado (Clewell y Aronson, 2007). Desde entonces, las
intervenciones de restauración de los ecosistemas han tenido como objetivo recuperar
estados previos a la degradación, independientemente de su origen: antropogénico o
natural. Por tanto, la experiencia de los gestores forestales se centró en incrementar su
experiencia en la restauración, dadas las diferencias que podían presentarse en cada
ámbito geográfico, el tipo de perturbación, y la finalidad de la restauración.
A nivel Europeo también se emplearon muchos esfuerzos en el ámbito del manejo y la
conservación de los ecosistemas naturales terrestres, y se crearon diversas
administraciones, organizaciones y fundaciones destinadas a tal fin. En España se creó
en 1991 la fundación CEAM (Centro de Estudios Ambientales del Mediterráneo) con la
Introducción general
4
finalidad de abarcar los diferentes sectores del estudio del medio natural, estableciendo
diversos programas de investigación, destacando el de investigación forestal, donde se
están desarrollando nuevas técnicas en la gestión forestal y la revalorización del monte
mediterráneo, poniendo de manifiesto la importancia de la restauración de la cubierta
vegetal en ámbitos afectados por incendios forestales y en entornos proclives a procesos
de desertificación. Esta investigación se ha desarrollado a partir de los proyectos
Europeos SPREAD (Forest fire spread prevention and mitigation) y REACTION
(Restoration actions to combat desertification in the northern Mediterranean), ambos del
CEAM.
En el primer proyecto (SPREAD) se ensayaron técnicas de restauración de emergencia
post-incendio, con el objeto de restaurar el área a nivel de parcela y conservar el suelo
tras la pérdida de la vegetación. En el segundo proyecto (REACTION) se ejecutó un
plan de restauración ecológica en la zona piloto de Albatera, como proyecto de
demostración de aplicación de nuevas técnicas de restauración y repoblación del monte
degradado en ambiente semiárido. Dicho proyecto de demostración experimentó nuevas
técnicas de repoblación forestal y de protección de suelos a nivel de cuenca, destinado a
zonas bajo riesgo de desertificación en el Mediterráneo.
La meta de los proyectos se centraba en la recuperación del estado inicial, antes de la
perturbación, preservando a su vez la funcionalidad del ecosistema. La mayor parte
delas acciones de restauración ecológica se destinaron a repararlos daños más visibles,
como la pérdida de vegetación y la erosión de suelo. Es evidente, que las diferentes
tareas de un proyecto de restauración ecológica son un conjunto inseparable cuyo
objetivo podría ser alcanzado si se ejecutan todas las etapas de la restauración. La
restauración ecológica de un ambiente dañado no finaliza con la primera intervención,
siendo necesario analizar la eficiencia de las acciones de restauración y diagnosticar los
estados de recuperación en el proceso de seguimiento. Es decir, es necesario aplicar el
concepto multi-facetas de la restauración, según la gravedad de la degradación del
ecosistema objeto de restauración, dando lugar a acciones de: rehabilitación,
reconstrucción, o reasignación en su caso más óptimo de la degradación. Dependiendo
del tipo de restauración ecológica, según el grado de degradación, se definen una serie
de objetivos subyacentes que pueden ser modificados a lo largo de las tareas de
Introducción general
5
seguimiento. Por tanto, los trabajos de seguimiento y evaluación han de tener un gran
peso en la realización del proyecto de restauración y su correcta ejecución.
Trabajos recientes de seguimiento y monitoreo de las acciones de restauración se
centraron en evaluar los principales componentes de un ecosistema: suelo, vegetación, y
fauna, intentando seguir las pautas clásicas de la sucesión de la vegetación, el concepto
de clímax y el balance y equilibrio natural de un ecosistema (Clements, 1916a; Odum,
1969; Bradshaw, 1984; Picket y McDonnell, 1989). Son muy pocos los que intentaron
desplazar estos antiguos paradigmas, optando por un análisis más profundo, sobre la
recuperación de un ecosistema dañado (Lindig-Cisneros et al., 2003; Sudding et al.,
2004; Yong el al., 2005; King y Hobbs, 2006). La ecología moderna está evolucionando
hacia el dinamismo y la funcionalidad de un ecosistema, formulando nuevas teorías de
respuesta de los ecosistemas a la perturbación, a la restauración, desplazando a su vez
los conceptos y teorías establecidas por las dos principales escuelas de la ecología
clásica: el Individualismo y el Holismo (Hobbs y Sudding, 2008). La escuela del
individualismo, según Gleason (1926), estudia las comunidades de vegetación en base
al comportamiento individual de las especies; dando lugar tradicionalmente a lo que
llamamos ahora los mapas de distribución espacial de la vegetación a lo largo de un
gradiente. Por otra parte, la escuela del holismo, según Clemens (1916), estudió siempre
el comportamiento de las comunidades de vegetación como superorganismo, basándose
en la fitosociología.
En el presente trabajo se han tenido en cuenta los avances más recientes en restauración
ecológica, adoptando a su vez, nuevas facetas de seguimiento y evaluación de los
proyectos de restauración ejecutados en ambientes mediterráneos. Durante el monitoreo
de los estados de funcionamiento del sistema perturbado se aplicaron nuevos modelos
de dinámica de ecosistemas y de restauración ecológica (Hobbs y Suding, 2009).
Recientemente, en la percepción de la restauración ecológica, aparecieron nuevas pautas
de funcionamiento de ecosistemas que ligan los aspectos teórico y práctico,
incrementando su aplicabilidad en los casos reales de restauración. Esencialmente, este
es el objetivo principal de este estudio: la aplicación de nuevos modelos conceptuales de
dinámica de ecosistemas, desde los modelos clásicos de sucesión secundaria, hasta la
modelización aplicada a la funcionalidad de los ecosistemas naturales.
Introducción general
6
Finalmente, se pretende responder a unas cuestiones relacionadas con la función de los
ecosistemas mediterráneos afectados por dos tipos de perturbación: el incendio forestal
y la desertificación. Se procura averiguar: ¿Cómo un ecosistema puede recuperarse tras
una perturbación? ¿Cuáles son los estados de transición de un ecosistema en su
recuperación? ¿Cuáles son los procesos funcionales a lo largo de la recuperación de un
ecosistema? Y por último, predecir los escenarios del ecosistema restaurado a largo
plazo mediante los modelos de predicción idóneos.
Plan de tesis
Este trabajo se divide en dos grandes bloques, ya que se decidió estudiar el
funcionamiento del ecosistema después del paso de las dos principales perturbaciones
en la cuenca del Mediterráneo. Cada bloque de la tesis corresponde a una zona
experimental de estudio y a una perturbación. La primera zona de trabajo ha sido
incendiada y la segunda zona de estudio ha sido expuesta a un uso agrícola intensivo,
seguido por abandono de tierras y un consecuente y presumible proceso de
desertificación.
El primer bloque de la memoria se inicia con una introducción y una revisión
bibliográfica sobre la perturbación del fuego, tratando de analizar las diferentes causas,
efectos, regímenes y características de un incendio forestal. Los capítulos que forman
parte de este bloque son cuatro:
Capítulo 1: Se aborda el análisis de la efectividad de los tratamientos de emergencia,
ensayados en la zona incendiada a escala de parcela, en la mejora de las propiedades
biofísicas del suelo y la disminución de las tasas de erosión del suelo. Además, se
evalúa la eficiencia de los tratamientos de restauración aplicados en la recuperación de
la cubierta de vegetación.
Este capítulo dio lugar a la publicación:
Kribeche H, Bautista S, Blade C, Vallejo VR, (2013) 'Evaluating the Effectiveness of Post Fire
Emergency Rehabilitation Treatments on Soil Degradation and Erosion Control in Semi-Arid
Mediterranean Areas of the Spanish South East', Arid Land Research and Management, vol.27, no.4, pp
361-376.
Introducción general
7
Capítulo 2: Se evalúa la dinámica funcional del pinar incendiado mediante los índices
de funcionamiento del modelo Landscape Functional Analysis (LFA) tras la aplicación
de los tratamientos de restauración de emergencia post incendio a nivel de parcela.
Capítulo 3: Se realiza un seguimiento de la dinámica funcional natural post-incendio y
de la capacidad de autosucesión del pinar mediterráneo incendiado. Esta evaluación se
establece a nivel de ladera sobre el pinar carrasco incendiado sin ejercer ninguna
intervención de restauración.
Capítulo 4: Se elaboran los modelos de la trayectoria funcional edáfica, la sucesión
secundaria de la vegetación y de la capacidad de resiliencia del ecosistema perturbado.
Es una forma de diagnosticar la capacidad de resiliencia que poseen los pinares
mediterráneos y su habilidad natural de reorganización; sin haberse recibido ninguna
acción de restauración frente a la perturbación del incendio forestal.
Este capítulo se traduce en una presentación en la Octava Conferencia Europea de Restauración
Ecológica:
Kribeche, H., Seva, R. E., Touhami, I. (2012). Modelling landscape trajectories of a Mediterranean pine
forest after the passage of wildfire in the Southeastern Spain. The 8th European Conference of Ecological
Restoration. September 9 -14th. Ceske Budejovice. Czech Republic.
De igual manera empieza el segundo bloque de la memoria, analizando el proceso de la
desertificación, desde las principales causas de este fenómeno, exponiendo a su vez los
efectos de degradación sobre el suelo, las pérdidas en la masa de suelo por erosión, y el
consecuente empobrecimiento en nutrientes, y la pérdida de la estructura de la
vegetación. Todo ello se ve reflejado a continuación, en los procesos de función de un
ecosistema expuesto a la perturbación de la desertificación. Este segundo bloque
engloba otros cuatro capítulos:
Introducción general
8
Capítulo 5: Se evalúa la efectividad de los tratamientos de restauración ecológica
aplicados en una cuenca semiárida degradada para comprobar el éxito del proyecto de
demostración de reforestación y de restauración ecológica. Se analizan, las acciones de
restauración más eficientes para asegurar mejores tasas de crecimiento y supervivencia
de los plantones introducidos en el proyecto de reforestación, además de reducir las
pérdidas de suelo contribuyendo al aumento de las tasas de recubrimiento vegetal total
en la cuenca repoblada del semiárido mediterráneo.
Este capítulo dio lugar a la publicación:
Kribeche, H., Chirino, E., Vilagrosa, A y Bautista, S. (2010). Effect of Landscape spatial heterogeneity on
dryland restoration success. The combined role of site conditions and reforestation techniques in
southeastern Spain. Ecología Mediterránea, 38 (1): 5-14pp.
Capítulo 6: El seguimiento de la dinámica de la vegetación y el funcionamiento del
ecosistema restaurado, elaborando las tendencias de los índices del modelo “Landscape
Functional Analysis” (LFA), bajo las diferentes formas de vida del matorral
Mediterráneo disperso de corto a medio plazo.
Capítulo 7: El estudio dela sucesión secundaria de la vegetación en ámbitos semiáridos
degradados tras la restauración ecológica. Predicción de estados de progresión hacia las
comunidades potenciales mediante modelos matriciales de dinámica de poblaciones.
Capítulo 8: Comprensión de las tendencias de restaurabilidad del matorral disperso tras
las obras de repoblación forestal y de restauración ecológica: Gradientes de
recubrimiento vegetal y de la erosión de suelo.
Este último capítulo de la tesis supuso una participación en la Octava Conferencia Europea de la
Restauración Ecológica:
Kribeche, H., Seva R. E., Touhami, I. (2012). Ecology restoration responses using landscape indicators in
an abandoned Mediterranean dryland of the South-Eastern Spain. The 8th European Conference of
Ecological Restoration. September 9-14th. Ceske Budejovice. Czech Republic.
Introducción general
9
Esta obra finaliza con el apartado de conclusiones generales de la tesis, recopilando las
conclusiones secundarias definidas en cada capítulo de la tesis, junto con las
recomendaciones, sugerencias y cuestiones a plantearse en estas investigaciones.
Objetivos
Este trabajo de investigación se enmarca en las dos líneas maestras del programa I+D,
desarrollado desde 1991 por la fundación CEAM:
- Restaurar los montes quemados y degradados mediante el establecimiento de
comunidades vegetales de alta capacidad de respuesta al fuego y resistentes a la sequía
- Conservar, mejorar y revalorizar los montes valencianos (y por extensión,
Mediterráneos), incrementando su nivel de madurez y mejorando su estructura (Vallejo
y Alloza, 2003).
El trabajo de investigación realizado en esta tesis es, prácticamente, un proceso de
seguimiento y evaluación de los proyectos de investigación: SPREAD y REACTION. A
partir de éstos se desarrollan una serie de objetivos generales:
- Restauración ecológica de las áreas degradadas del monte mediterráneo por las dos
principales causas de desertificación de los ambientes semiáridos: el incendio forestal y
el abandono de tierras. Evaluación del proceso de recuperación de dichos ecosistemas
restaurados en estructura y funcionamiento, implicando las acciones de restauración
más eficientes en potenciar las medidas de conservación de suelos y de acopio de
recursos de agua y nutrientes hacia la vegetación.
Bajo este objetivo general se encuentran los siguientes objetivos parciales:
1) Evaluar los efectos de los tratamientos de emergencia de siembra de herbáceas y
arbustivas y aplicación de cubiertas de restos vegetales (mulch) en la recuperación de
las propiedades biofísicas del suelo y su conservación frente a la erosión hídrica.
2) Evaluar el efecto de las acciones de emergencia aplicadas sobre el pinar mediterráneo
incendiado en la recuperación de sus procesos de funcionamiento.
Introducción general
10
3) Analizar la dinámica funcional natural post-incendio y de la capacidad de
autosucesión del pinar carrasco mediterráneo incendiado.
4) Seguir la trayectoria funcional natural de un pinar carrasco mediterráneo incendiado.
Dinámica funcional edáfica y sucesión de la vegetación. Probar el potencial que ofrece
el Análisis Funcional de Ecosistemas para la evaluación del éxito de las acciones de
emergencia post-incendio.
5) Evaluarla efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de la
reforestación en áreas semiáridas con alto grado de degradación para combatir la
desertificación.
6) Establecer las tendencias de funcionamiento de las diferentes formas de vida tras las
obras de reforestación en el semiárido mediterráneo degradado. Modelizar la trayectoria
funcional global del matorral disperso en restauración.
7) Estudiar la sucesión secundaria de la vegetación en ámbitos semiáridos degradados
tras la restauración ecológica. Predicción de los estados de progresión hacia las
comunidades potenciales mediante modelos matriciales de dinámica de poblaciones.
8) Analizar el efecto del patrón de nucleación de la vegetación en el matorral disperso
del semiárido mediterráneo degradado. Seguimiento de la dinámica de la vegetación tras
la repoblación forestal. Evaluación del éxito de las acciones de restauración de lucha
contra la desertificación mediante el modelo de Análisis Funcional de Ecosistemas
(LFA).
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendioen el Sureste de España.
1
BLOQUE (I):
Restauración de emergencia de pinares de pinocarrasco (Pinus halepensis) afectados porincendios forestales. Seguimiento de lacapacidad de restablecimiento de la vegetación,preservación del suelo y autorecuperación de losvalores funcionales del sistema.
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
2
I.I. Introducción
Los incendios forestales son terriblemente destructores. Cada año, estos fenómenos
afectan alrededor de 13 millones de hectáreas en los ecosistemas forestales de nuestro
planeta, actuando sobre la vegetación, la fauna silvestre, el aire, el agua y las
propiedades físicas, químicas y biológicas del suelo (Trejo, 1996).
Los incendios forestales constituyen actualmente la causa más importante de
destrucción de bosques en los países del Mediterráneo. Cada año, cerca de 50.000
incendios afectan entre 700.000 y 1.000.000 ha de monte, produciendo elevados daños
económicos y ecológicos e incluso pérdidas de vidas humanas (Vélez, 2000).
En los últimos años se ha producido un aumento en la frecuencia e intensidad de los
incendios forestales en la cuenca mediterránea (Le Houerou, 1987; Terradas, 1996).
España ocupa uno de los primeros puestos en cuanto a la superficie calcinada (Moreno
et al., 1998; Pausas y Vallejo, 1999). Además, hay que destacar que la Comunidad
Valenciana es una región de alto riesgo de incendios (Vallejo y Alloza., 2004), la mayor
parte de ellos causados por negligencias graves, de las cuales en algunos casos se puede
afirmar que exista intencionalidad. En esta región, gran parte de los incendios se
producen en repoblaciones monoespecíficas como las de Pinus halepensis, una de las
que presentan mayor grado de inflamabilidad y siniestralidad.
El incendio forestal es el fuego que se extiende sin control sobre terreno forestal,
afectando a la vegetación que no estaba destinada a arder. Se deduce de esta definición
que el incendio forestal es un fuego de vegetación no agrícola y que no incluye la
quema de rastrojos, salvo que pase a un monte (Vélez, 2000).
Las causas principales de los incendios forestales son diversas y van ligadas a la
existencia de la vegetación. Un simple rayo, durante las tormentas secas de verano, se
considera como agente natural del fuego (Pausas y Vallejo, 2008), también se incluyen
las prácticas negligentes del uso del fuego, así como las causas fortuitas, que pueden
originar un incendio forestal siempre que se presenten los factores del triángulo del
fuego: el calor, el combustible y el oxígeno (Trabaud, 1998; Pausas y Keeley; 2009).
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
3
El fuego forma parte de la dinámica natural en el entorno mediterráneo. La importancia
de este elemento, como factor ecológico, se ve incrementada con la aparición del
hombre ya que conoce las técnicas para generarlo y domesticarlo (Jones y Charloner,
1991). El hombre empieza a dominar el espacio gracias al uso del fuego, permitiéndole,
entre otras cosas establecerse en zonas más frías y abrir espacios entre la vegetación
cerrada. Con el uso del fuego las causas de los incendios aumentan y se diversifican
extraordinariamente, y la historia de la vegetación y la del hombre van cada vez más
ligadas, ampliándose y extendiéndose esta relación a casi todo el mundo. Así, la historia
del fuego evoluciona y se extiende en el tiempo junto a la historia del ser humano
(Bond et al., 2005).
El incremento de la población supone mayor presión sobre las tierras forestales, por la
demanda de tierras de cultivo y pastoreo, además de necesitar tierras destinadas al
recreo, sobre todo en zonas atractivas como las mediterráneas (Sluiter y de Jong, 2007).
Este hecho, junto a las fluctuaciones climáticas, que favorecen la aparición de extensos
períodos de sequía influye en el incremento del riesgo de incendio. Estas correlaciones
entre los factores climáticos y la ocurrencia de los incendios han sido tratadas en
muchos estudios (Flannigan y Harrington, 1988; Vázquez y Moreno, 1993; Viegas y
Viegas, 1994; Davis y Michaelsen, 1995).
Los factores meteorológicos extremos de calor y sequía condicionan el clima
mediterráneo, marcando unos veranos prolongados que se extienden desde junio hasta
octubre más allá del período estival, con escasas precipitaciones, y unas temperaturas
diurnas medias que pueden superar los 30ºC (Gil Olcina, 2000). Estas condiciones de
sequía, junto con las temperaturas altas, reducen la humedad de la materia vegetal a
menos del 5% y la convierten en un combustible que puede ser afectado por un mínimo
foco de fuego.
En la parte más meridional de la Comunidad Valenciana, más árida que el resto, el
bosque esclerófilo va dando paso a la maquia, una vegetación arbustiva típica
mediterránea en zonas de suelos degradados. Las limitadas reservas hídricas del suelo
impiden un gran desarrollo de las masas de vegetación y suponen un crecimiento lento.
Estas circunstancias determinan que su fragilidad sea muy superior a la del bosque de
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
4
las zonas húmedas y, por supuesto, su susceptibilidad al incendio también (Pérez Cueva,
1994).
La disponibilidad de combustible en las zonas del Mediterráneo, debido a unas
particulares condiciones climáticas, tiene su origen en una selección de la composición
específica de los bosques mediterráneos, dominando las especies pirofíticas (Vallejo,
1996; Pérez et al., 2003), destacadas por su bajo contenido en agua y alto contenido en
resina y aceites esenciales, donde el fuego forma parte de su ciclo vital. Además, las
especies de coníferas, extendidas en los países mediterráneos, se caracterizan por
mecanismos fisiológicos que conectan la reproducción natural con el fuego, tal como la
disposición de las piñas serótinas que se abren solo por el calor intenso, incluso algunas
especies llegan a sobrevivir solo con la presencia de esta perturbación (Harper, 1977).
A pesar de los mecanismos de adaptación al fuego que han ido desarrollando las
especies esclerófilas de hoja perenne, como la encina (Quercus ílex), el alcornoque
(Quercus suber) ola coscoja (Quercus coccifera), la presencia de fuegos repetidos afecta
estas formas de resistencia y acaba eliminando con el tiempo estos árboles y
sustituyéndolos por una cubierta de matorral leñoso típicamente pirófito, como en el
caso de los jarales (Cistus albidus) y los aulagares (Ulex parviflorus). Además del
establecimiento extensivo de esta especie favorecida por el fuego, las obras de
repoblación que, mayoritariamente, se basan en coníferas pioneras, como el pino
carrasco sin mezcla de otras especies, han creado una continuidad del combustible muy
inflamable, lo que ha acentuado la propagación del fuego (Fernández-Alés et al., 1992;
Puigdefábregas y Mendizábal, 1998; Baeza et al., 2001; Vallejo et al., 2005).
El desarrollo socioeconómico de la región mediterránea ha sido la causa de la
interrupción generalizada del pastoreo y de la extracción de leña y broza en las últimas
décadas (Naveh y Lieberman, 1984). Este cambio en el uso de los suelos, junto con las
incidencias del calentamiento global sobre la vegetación, ha podido incrementar el
riesgo de los incendios forestales en el Mediterráneo (Pausas y Vallejo, 1999). Como
consecuencia ha aumentado la combustibilidad del monte, en el que el fuego encuentra
material para iniciarse y propagarse (Baeza et al; 1998).
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
5
Otra causa del incendio, especialmente en los bosques de la parte europea del
Mediterráneo, ha sido el éxodo rural. Grandes extensiones de tierra marginal,
especialmente en las zonas montañosas, han quedado abandonadas y han sido
colonizadas espontáneamente por matorral e incluso por pinares naturales (Pausas et al.,
2008).
Además, la expansión de los usos recreativos en el área forestal, como el excursionismo
y la caza, es una de las causas que ha provocado un elevado número de incendios en el
área mediterránea, junto con las quemas intencionadas provocadas por pirómanos.
Otra causa, presente en los bosques de la cuenca Mediterránea, reside en la escasa
aplicación de técnicas silvícolas y su ausencia en los espacios naturales abandonados.
La ausencia del aclareo y las limpiezas llevan al desarrollo del sotobosque. Esta
situación ha estado presente, sobre todo, en los bosques de propiedad privada y con baja
rentabilidad, lo que ha implicado su despoblación y ha impedido su explotación. La
acumulación del combustible en estas áreas abandonadas las hace proclives al incendio
forestal.
Los impactos de los incendios afectan a casi todos los componentes de los ecosistemas
forestales. Generalmente, el incendio afecta, por un lado, al suelo, ya que causa un
empobrecimiento en los nutrientes y una pérdida de masa por la aparición de procesos
erosivos y, por otra parte, afecta a la vegetación relacionada con la regeneración y las
condiciones bioclimáticas previas del sistema incendiado (Pausas y Vallejo, 1999).
Actualmente, se considera que el incendio forestal es un factor integrado en los
ecosistemas forestales, como agente modelador en su dinámica y funcionalidad natural
(Pausas y Vallejo, 2008). Aunque la percepción general sobre este fenómeno natural era
bastante negativa, por lo que el fuego debía ser evitado, no es recomendable eliminar
totalmente los incendios. Se ha demostrado en los bosques de pino ponderosa, en el
suroeste de EEUU, que la supresión total de los incendios agrava e intensifica el
régimen de éstos, provocando fuegos más destructivos (Kuenzi et al., 2008). Por ello, el
antiguo paradigma, sobre el desastre ecológico que suponían los incendios forestales, ha
ido cambiando para pasar a ser considerados un factor natural que ha llegado a modelar
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
6
los ecosistemas presentes, lo que ha favorecido una elevada biodiversidad especifica
conocida en los ecosistemas mediterráneos (Meyers, 2000; Véla y Benhouhou, 2007).
Los ecosistemas mediterráneos, adaptados a numerosas perturbaciones, presentan
resistencia a la alteración, proporcionándoles una cierta capacidad de recuperar el estado
inicial, previo a la alteración (Trabaud, 1987; Moreno y Oechel, 1991). Por ello, dichas
comunidades vegetales del Mediterráneo se consideran resilientes a una perturbación
como el fuego (Bond et al., 1990; Trabaud, 1991; Lloret, 1998; Pausas, 1999). A veces,
incluso necesitan esta perturbación natural para mantenerse. Por ejemplo, Glitzenstein et
al., (2012) afirman que los bosques de coníferas se mantienen productivos a largo plazo,
solamente, si una vez cada siglo el fuego libera los nutrientes acumulados sobre el suelo
del bosque. Sin embargo, si la frecuencia de incendios, o la intensidad, supera un
determinado umbral, el cambio provocado puede llevar el ecosistema a un estado
irreversible en cuanto a la riqueza específica y la composición florística de la vegetación
del sotobosque (Glitzenstein et al., 2012). Una elevada frecuencia de incendios de alta
intensidad, elimina la vegetación y la capa orgánica del suelo, incrementando la
escorrentía (Debano, 1998) y aumentando la erosión y pérdidas de suelo y agua
correspondientes (Kunze y Stednick, 2006). Además, las actuales condiciones en la
cuenca del Mediterráneo, caracterizada por grandes y frecuentes incendios forestales
durante las dos últimas décadas (Vallejo y Alloza, 1998), unidos a la irregularidad de
las precipitaciones, pueden agravar el riesgo de desertificación, ya que el fuego es uno
de los factores que puede promover este proceso (Llovet, 2007). Así, un régimen
continuado de incendios forestales podría causar la desertificación de una zona cuando
la degradación provocada superase los umbrales irreversibles del ecosistema
incendiado.
El efecto más inmediato y general de la combustión, en un incendio, es una mayor o
menor destrucción de la biomasa vegetal. Un incendio de baja intensidad puede, en
cambio, consumir los despojos acumulados en un periodo corto, contribuyendo a
disminuir la posibilidad o la intensidad de incendios posteriores. Pero la acción del
fuego afecta al conjunto del sistema: suelo, vegetación y fauna, y a los microclimas,
determinando su dinámica posterior. La vegetación, como componente activo fijo sobre
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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el suelo, puede indicarnos la mayoría de los demás efectos. En todo caso, podemos
revisar por separado diversos efectos:
Los efectos del incendio en la componente vegetal del ecosistema son complejos,
debido a la heterogeneidad florística y fitosociológica que caracteriza la vegetación
mediterránea. Esta viene explicada, principalmente, por la diversidad climática presente
en la cuenca del Mediterráneo y por la elevada heterogeneidad en la geomorfología y
edafología de la zona.
El incendio de origen antrópico, además de producir la eliminación instantánea de la
vegetación, modifica la composición florística y la estructura de la vegetación en el
paisaje (Trabaud, 1990). Su frecuencia ha favorecido la sustitución de especies de
árboles propios de los ecosistemas maduros por especies de árboles invasoras que se
ven favorecidas por el incendio. Consecuentemente, el fuego ha contribuido en toda el
área mediterránea a configurar las típicas formaciones de matorral, o en macizos de
transición en las áreas menos afectadas por el fuego, donde se refugian las frondosas.
También, el fuego ha sido aplicado por el hombre, particularmente en los usos ganadero
y agrícola, completando o ampliando la selección de la vegetación por el fuego natural,
de forma que actualmente no hay ningún paisaje vegetal que no haya sido moldeado por
el fuego más o menos intensamente.
Generalmente, en el área mediterránea se distinguen los bosques de coníferas y los
bosques esclerófilos:
Los bosques de coníferas están constituidos, fundamentalmente, por diversas especies
del género Pinus (Pinus halepensis, Pinus pinaster, Pinus nigra, Pinus sylvestris), que
forman un bosque con un sotobosque muy denso, formado, sobre todo, por estratos de
especies arbustivas y subarbustivas heliófilas de los géneros: Erica, Cistus, Ulex,
Pistacia, Juniperus, Genista, etc. Este tipo de bosque es de alta inflamabilidad
(pirofítico).
El bosque esclerófilo está compuesto por árboles de hoja plana, pequeña, dura y opaca,
que se conserva todo el año, constituido básicamente por especies del género Quercus
(Quercus ilex, Quercus coccifera, etc.). Este bosque es muy umbrío y va acompañado
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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de un sotobosque arbustivo, que se caracteriza por una inflamabilidad más baja que la
de coníferas.
Los efectos del incendio en la componente edáfica del ecosistema son progresivos,
dándose procesos en cadena. Esto se debe a que el incendio es un proceso auto-
acelerado de oxidación con liberación súbita de energía, gases (nitrógeno, anhídrido
carbónico) y nutrientes en forma de cenizas. Sus efectos, destructores o renovadores,
dependen de unos factores intrínsecos (frecuencia, intensidad, tamaño y forma del
incendio y momento en el que éste se produce) y de otros propios de la estación y de la
vegetación que ésta sustenta (factores climáticos, geomorfológicos, topográficos,
edáficos, estructurales, florísticos y fenológicos) (Vélez, 2000).
El fuego afecta al ciclo de nutrientes de una manera directa cuando se pierde el N y el S
durante la quema (Raison et al., 1985; Gillon y Rapp, 1989; Trabaud, 1994), y de otra
indirecta después del paso de las llamas, por la pérdida de la vegetación, produciéndose
un incremento de los procesos de erosión y lixiviación, dándose incluso cambios en las
comunidades microbianas (Trejo, 1996), y efectos asociados al impacto de la gota de
lluvia y el agua de escorrentía, durante las precipitaciones, incrementando las tasas de
erosión del suelo (Helvey, 1980; Morris y Moses, 1987; Robichaud et al., 2000;
Benavides-Solorio y MacDonald, 2001, 2002, 2005; Pausas y Vallejo, 1999).
Los cambios que provoca el incendio suelen ser negativos y dependen de la intensidad,
la duración del fuego y del tipo de suelo expuesto a las condiciones térmicas del
incendio (Kalmbacher y Martin, 1995). Cuando el incendio se mantenga en una
intensidad baja o moderada, como en el caso de las quemas prescritas, aumenta la
concentración del K2O con 50kg/ha, acompañado con un incremento de 25 kg/ha del
P2O5, además, se duplica la cantidad de MgO y se triplica la cantidad de CaO en el
suelo. Se debe señalar que el potasio, el calcio y el magnesio se pierden posteriormente
por absorción del suelo mineral superficial y por lavado (Viro, 1974).Este aumento en
las pérdidas de nutrientes, suelo y agua, tras los incendios, según autores es alarmante
(Sanroque y Rubio, 1982; Brown, 1990; Senvik, 1988; Sanroque et al., 1995; Cerda,
1995). Estos procesos, a largo plazo, pueden llegar a repercutir negativamente en la
productividad del suelo (Jonson y Elliott, 1998).
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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Los suelos mediterráneos, caracterizados por un perfil poco profundo, sin apenas
presencia de la capa orgánica y con un régimen hídrico arídico o xérico, son más
propensos a ser altamente afectados por las consecuencias del paso de un incendio, ya
que se produce una compactación, baja estabilidad frente a la erosión y baja actividad
microbiológica (Yaalon, 1997; Davis, 1998; Vallejo et al., 2000b).
El efecto del fuego en las propiedades físicas y químicas de los suelos forestales puede
variar de nulo a profundo, dependiendo del tipo de suelo, del contenido de humedad del
mismo, de la intensidad y duración del fuego, de la cantidad de materia vegetal
consumida y de las condiciones climáticas tras el incendio (Chandler et al., 1983;
Sanroque et al., 1995). El incremento en la disponibilidad de nutrientes, detectada tras
el fuego, se debe a la deposición de las cenizas, al calentamiento y a los cambios post-
fuego que incrementan las tasas de mineralización (Garnica y Trejo, 2006).
Para definir la variabilidad del impacto que puede provocar el fuego, hay que analizar
las características de base de esta perturbación:
Intensidad del fuego está estrechamente relacionada con la magnitud y la velocidad de
propagación del frente de llamas, y está influida por el combustible, la topografía y el
factor meteorológico (Whelan, 1995). Por ello, la cantidad y el tipo de combustible
conduce el ritmo de incremento en la temperatura y avance de las llamas y determina
especialmente el signo y la amplitud de los efectos. En el estudio de Waldrop y Brose
(1998) se ha subdividido el grado de intensidad de un incendio en cuatro clases:
- Altura media de los árboles carbonizados.
- Altura del árbol quemado más alto.
- Proporción quemada dentro de la altura total del árbol.
- Tasa de cobertura vegetal de la zona.
Según el baremo de intensidades del fuego forestal (Mataix, 1997; DeBano et al., 1998;
Neary et al., 1999), las distintas clases son las siguientes:
Incendio de baja intensidad: ocurre en las áreas con un recubrimiento vegetal
del orden del 26%, elimina los individuos (árboles) de 10 metros de altura. La
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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altura media carbonizada en este tipo de incendios es de 1,8 m. Estos fuegos
eliminan el 51% de los tallos de más de 2,5 cm de DBH (diámetro a la altura del
pecho). En este estudio se observó que dicha intensidad afecta más a las áreas
basales de las especies frondosas que a las de pinos. Estos fuegos no suelen
abrir el dosel de los árboles para que la luz alcance los estratos inferiores. El
mismo incendio elimina la capa de hojarasca dejando intacto el piso forestal
(Duff). Afecta muy poco el suelo y elimina el estrato herbáceo, lo que facilita la
germinación de semillas y la supervivencia de las siembras si se realizan. En esta
intensidad se alcanza la temperatura suficiente para la apertura de las piñas
serótinas.
Incendio de media a baja intensidad: suele ocurrir en las áreas con un
recubrimiento vegetal de 29,6%, donde la altura media carbonizada puede
alcanzar los 2 metros, con una proporción de carbonización media de 18,8 % de
la altura total del individuo. Además, llegan a carbonizar árboles con un DBH
mayor que en el caso de los incendios de baja intensidad. También se ha
observado que el área basal de los pinos fue reducida un45%, mientras que la de
las frondosas un 80% con respecto al anterior tipo de fuego. A pesar que estos
fuegos son más intensos, que los anteriormente citados, se ha notado que no
eliminan suficiente vegetación para permitir una insolación adecuada a las
semillas del pino. También, eliminan todas las herbáceas, pero sin poder afectar
el piso forestal, por lo que se ha expuesto muy poco el suelo al fuego.
Incendio de media a alta intensidad: donde las llamas alcanzan la corona de los
árboles y llegan a quemar superficies más amplias que en el caso del incendio de
baja intensidad. Estos incendios solo han podido ser soportados por áreas con un
41% de recubrimiento vegetal. Además, la altura media carbonizada y el
porcentaje carbonizado, respecto a la altura total del individuo quemado, fue más
alta que en el caso del incendio de baja intensidad. La altura del árbol quemado
más alto y el DBH del árbol quemado más ancho fueron iguales a las del
incendio de media a baja intensidad. Las mortalidades han sido elevadas en
todas las clases de DBH. Reduce el área basal de los pinos y de las frondosas.
Los niveles de insolación alcanzados en el estrato forestal son mayores que en
los incendios de baja intensidad y de media a baja intensidad, pues entre el 40 y
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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60% del estrato forestal recibe luz, aumentando las tasas de supervivencia de las
semillas. Llega a quemar el estrato arbustivo y elimina enteramente la capa de
hojarasca sin poder afectar la capa de humus del suelo.
Incendio de alta intensidad: cuando las llamas del fuego alcanzan 30 m de
altura aproximadamente y llegan a las copas de los árboles. A este nivel de
intensidad muy pocos individuos sobreviven (99% de mortalidades), y la
superficie cubierta por la vegetación ha sido reducida hasta 1m2 / ha. Además, la
insolación que alcanza el estrato forestal es alta debido a la eliminación del
estrato arbustivo que ha sido eliminado por el fuego. En estas intensidades, el
fuego llega a consumir las piñas serótinas alejando las posibilidades de
regeneración natural del pino que favorecen los incendios de baja intensidad.
Severidad del fuego se asocia al efecto sobre el ecosistema (Turner et al., 1994; De
Luis, 2002). Es el síntoma de la influencia del incendio en la biota. La gravedad del
fuego es una medida relativa de los daños provocados por el incendio en el ecosistema
afectado, que normalmente se valora en función de algún indicador de la cantidad de
calor liberada durante el paso del fuego. La severidad del fuego depende,
fundamentalmente, del grado de humedad de los tejidos vegetales, la cantidad total de
biomasa vegetal disponible (combustible), además del grado de humedad ambiental y
de humedad del suelo. En general, cuanto mayor sea la cantidad de combustible vegetal
acumulado y menor el contenido de humedad de los distintos componentes del
ecosistema, mayor será la severidad alcanzada por un incendio.
La medida de la gravedad del incendio es un aspecto muy importante en los estudios
acerca de la ecología del fuego, pues determina, en gran medida, la capacidad de
regeneración de las plantas y afecta a múltiples aspectos del funcionamiento posterior
del ecosistema. Si el incendio alcanza una gravedad extrema, la regeneración de la
vegetación puede verse comprometida y los efectos nocivos en el suelo (pérdida de
nutrientes, erosión) se incrementan notablemente. Además, en el mismo incendio
podemos encontrar diferentes severidades del fuego a causa de las heterogeneidades en
cuanto a la cantidad de combustible, su grado de humedad y la del suelo, debido a la
variabilidad topográfica y edáfica del terreno quemado.
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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Duración del fuego: es todo el periodo en el cual ha ocurrido la combustión, y se ve su
importancia, principalmente, por el momento en el que se produjo el incendio, dentro de
la vida de las especies afectadas, de su ciclo estacional e incluso la hora del día puede
ser decisiva en la gravedad de los efectos del fuego, puesto que una misma formación
vegetal puede ser más o menos vulnerable según la edad, el combustible acumulado, su
estado de turgencia o agostamiento, o según la fase de desarrollo en el que se encuentre,
dependiendo también de los factores climáticos reinantes.
Recurrencia, incidencia y frecuencia del incendio: El fuego tiene en los montes
mediterráneos y en numerosos lugares del mundo una presencia recurrente. Según las
estadísticas del Instituto para la Conservación de la Naturaleza (ICONA), el número de
incendios se ha incrementado en España durante las últimas décadas (Martínez Ruiz,
1994; Vélez, 1996; Vélez 1997; Moreno et al., 1998). Este incremento muestra especial
relevancia en el sureste de la península ibérica (Piñol et al., 1998; Pausas, 2004).
Durante este periodo de tiempo, el impacto inducido por el ser humano ha jugado un
papel principal en los patrones espaciales y temporales de la ocurrencia de incendios en
el Mediterráneo (Moreno et al., 1998).
Este cambio, registrado en la incidencia de incendios, probablemente ha influido
también en el tipo de incendios que se producen. En concreto, se han variado aspectos
del régimen de incendios tales como el momento del año en el que se producen, su
intensidad y correspondiente gravedad, recurrencia, tamaño, etc. Una posible respuesta
a este cambio en la recurrencia de los incendios son los periodos de sequía y olas de
calor extremas (Diffenbaugh et al., 2007), los aumentos de temperaturas (Brooks and
Birks, 2001) y las escasas precipitaciones registradas (Valero-Garcés et al., 2000;
González-Sampériz et al., 2008; Martín-Puertas et al., 2008; Morellón et al., 2009),
provocados por el cambio climático en buena parte de las zonas mediterráneas (Pérez-
Sanz et al., 2013). Estos cambios en las condiciones climáticas han ido provocando
cambios en la composición de la vegetación mediterránea causando cada vez más
escenarios de incendios forestales, creando cada vez más cantidad de combustible dando
lugar a comunidades cada vez más inflamables (Pausas y Paula, 2012).
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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La incidencia del fuego ha aumentado en ciertas zonas como consecuencia de los
propios incendios, ya que el tiempo de retorno se ha ido reduciendo, dándose un
aumento en la recurrencia de los mismos. Como respuesta a este proceso, se observa la
formación de nuevas comunidades vegetales pirófitas debido a los procesos de
adaptación de la vegetación, en composición y estructura, a las intensidades y
frecuencia de los incendios. Este tipo de vegetación establecida favorecerá al fuego de
una forma cíclica, cada vez con menor intervalo de recurrencia, lo que hará que los
incendios sean más frecuentes en estas zonas.
Actualmente, se han simplificado mucho nuestros montes y nuestra actividad en ellos.
Más aún, la extinción de incendios en el mundo occidental ha pretendido eliminar el
fuego de nuestros ecosistemas. En lugar de eliminarlos, el resultado ha sido una gran
distorsión de los regímenes de incendios, ya que se han suprimido muchos de los
incendios pequeños e intermedios, incrementando el peso de los grandes. Así, hemos
reducido pirodiversidad y esto ha tendido a reducir la diversidad biológica (Martín y
Sapsis, 1992).
Como se ha indicado anteriormente, todos los factores que intervienen son
interdependientes y están relacionados, por lo que pueden influir en el grado y amplitud
de los efectos producidos por el incendio:
Los factores climáticos, como la temperatura, influyen especialmente en la humedad
relativa del aire. Además, el ritmo de las precipitaciones influye en la humedad del
combustible, y el viento contribuye a la desecación del combustible y proporciona más
cantidad de oxígeno.
Las mismas condiciones modifican el tamaño y la superficie del incendio junto a la
topografía que influye en la progresión y la intensidad local del fuego. Por tanto, en las
zonas secas, especialmente en solanas, en áreas cacuminales y en pendientes grandes la
velocidad del incendio es más rápida que en las extensas llanuras o en las crestas donde
el relieve puede constituir un obstáculo para la extensión del fuego.
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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Edafología y naturaleza de suelos, su porosidad y contenido en agua, además de influir
en el tipo de vegetación existente, pueden modificar los efectos producidos por el fuego
e incluso la posibilidad de que se produzca.
La cantidad del combustible acumulado depende, en gran parte, del tipo y estructura de
la vegetación: el número y la distribución de sus estratos y la disposición de las ramas y
del follaje, son factores que determinan el comportamiento del fuego, porque las
discontinuidades tanto verticales como horizontales afectan a la concentración del
combustible, incluso la composición florística puede ser decisiva para la progresión del
fuego, lo que determina los efectos sobre la vegetación y en su regeneración
subsiguiente, influyendo también los grados y formas de adaptación al fuego de las
especies que componen dicha estructura (Vélez, 2000).
El estado fenológico de la vegetación, en relación con el momento en el que se produce
el incendio, puede modificar profundamente su impacto. La pérdida de turgencia de los
tejidos, el agotamiento de los estratos inferiores y del follaje viejo, principalmente, el
desprendimiento de ramillas y cortezas, la acumulación consiguiente en forma de
combustible seco, la formación de aceites esenciales y productos muy inflamables o que
aumentan la potencia calorífica, suelen agravar las consecuencias del paso del fuego.
Los periodos de foliación, floración y fructificación pueden hacer también a las especies
y a sus formaciones más o menos sensibles en un momento dado en relación con su
capacidad de regeneración.
Los aprovechamientos y formas de explotación del territorio, cuando la explotación de
madera es mixta y el pastoreo es moderado y donde los frutales son explotados con
densidad y turno adecuados, suelen ser menos propicios al incendio y menos
vulnerables al fuego.
El inicio de los esfuerzos de lucha contra los incendios en el Mediterráneo data de la
década de los años 1960, cuando los incendios empiezan a ser un problema grave. La
alteración de la frecuencia y el régimen de incendios provocó que los daños originados
sobre el ecosistema fuesen, en algunas ocasiones, irreversibles. Frente a esta realidad,
las administraciones públicas, responsables de la defensa contra los incendios forestales,
han desarrollado programas integrados que actúan en varias direcciones, desde la
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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prevención hasta el combate del fuego y la posterior regeneración de los terrenos
afectados.
En las últimas décadas se han realizado varios estudios sobre los efectos de los
incendios, muchos de ellos tratan la dinámica de las comunidades vegetales post
incendio. Sin embargo, cada vez son más abundantes las investigaciones que analizan
los efectos del incendio sobre las propiedades del suelo.
Recientemente, después de constatar los enormes daños causados por los incendios
forestales, se empezó a pensar en las acciones de rehabilitación post incendio adecuadas
para corregir dichos efectos. Más tarde, aparecieron los estudios de eficacia de los
tratamientos de rehabilitación post incendio. Uno de los informes más relevantes, sobre
la eficacia de estos tratamientos en la mitigación de las pérdidas de suelo y de sus
propiedades fisicoquímicas, es el de Robichaud et al. (2000), que destaca entre los
estudios que aspiraron a encontrar las mejores formas de restaurar las áreas forestales
incendiadas.
Restauración post incendio: En el área mediterránea, la principal causa de degradación
del suelo es la erosión hídrica. Este proceso es favorecido por la intensificación de los
incendios forestales, la agricultura intensiva y los cambios de uso del territorio (Pantis y
Mardiris, 1992; United Nations Statistical Commission, 1992). Muchos investigadores
consideran que los incendios forestales, con sus alteraciones sobre el ecosistema y sobre
la componente edáfica, están retardando el crecimiento de la vegetación y la
recuperación del suelo, favoreciendo la degradación del ecosistema y, por consiguiente,
la desertificación (Rubio, 1987).
Un objetivo prioritario, en la restauración forestal de las áreas incendiadas, debe ser la
conservación de suelos, ya que se trata de un factor primario en la productividad de los
ecosistemas terrestres y la pérdida de suelo, o de sus características constitucionales, ya
que se trata de un proceso prácticamente irreversible a escala humana (Vallejo et al,
1996).
Se considera el problema de la erosión y degradación de suelos como el problema más
amplio de desgaste del paisaje (Kirkby y Morgan, 1980). Por esta razón, el efecto de los
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
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incendios sobre la erosión hídrica se ha abordado como problema principal en muchos
estudios, aunque no son tan abundantes los que tratan sobre las modificaciones en las
propiedades biofísicas del suelo.
El grado de deterioro de las características físico-químicas y biológicas del suelo post
incendio está relacionado, en primer lugar, con la severidad del fuego, ya que produce la
eliminación de la cubierta vegetal, distintos grados de erosión, de encostramiento
superficial y un cambio en la química elemental del suelo. En segundo lugar, el uso del
suelo después del incendio influye con gran peso en el estado funcional de la
componente edáfica del sistema incendiado. Por ello, las técnicas de actuación tras el
fuego pueden alterar de diferente forma las características físicas y químicas del suelo,
incidiendo sobre el crecimiento de la vegetación y sobre el éxito de dicha actuación,
enfocando la restauración post-incendio sobre estos dos objetivos principales.
A fin de asegurar la sucesión secundaria, después del paso del fuego, que permita el
establecimiento de la vegetación, con alta resiliencia al incendio, se requiere una
rehabilitación previa del soporte edáfico. Para ello, se necesita favorecer las condiciones
del suelo apropiadas para el crecimiento vegetal. Precisamente, esta mejora en las
características físicas y biológicas del suelo es un paso necesario para lograr la
recuperación del cortejo florístico incendiado.
El conocimiento y la evaluación de las propiedades físicas y químicas del suelo, antes y
después de la perturbación, es determinante a la hora de controlar los procesos erosivos,
así como para acometer tareas de regeneración natural o de repoblación en zonas
degradadas (Vallejo et al., 1996). Además, el seguimiento de las mismas en el tiempo,
la evaluación de las condiciones edáficas y su similitud o diferencia con las del
ecosistema forestal inalterado puede probar la efectividad de los tratamientos de
rehabilitación ensayados.
Analizando la gravedad del problema de los incendios, con una alta recurrencia
incrementada por un inapropiado manejo del monte, junto a los efectos del cambio
climático global, es prioritario aunar esfuerzos para lograr los siguientes objetivos:
- Combatir el fuego forestal en las comunidades vegetales naturalizadas con alto
contenido de combustible.
Bloque 1: Tratamientos de rehabilitación post-incendio en el Sureste de España.
17
- Procurar reducir los efectos negativos sobre el suelo y la vegetación con la
protección de las áreas incendiadas a corto y medio plazo mediante las técnicas
de restauración de emergencia post incendio.
- Introducir más especies rebrotadoras, con alta capacidad de respuesta al
incendio y más resistentes a la sequía, enfocando, a largo plazo el
establecimiento de comunidades más resilientes a la perturbación del fuego.
- Enfocar el objetivo global de revalorizar los montes mediterráneos,
incrementando la estructura y funcionamiento de las comunidades vegetales.
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de la erosiónde suelos y su degradación después del paso del incendio.
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CAPITULO 1:...........................................................................19
Tratamientos de rehabilitación post-incendio para el control dela degradación biofísica de los suelos. Un ensayo con especiesautóctonas y materiales forestales en Benifallim-Torremanzanas, Alicante1.1.INTRODUCCIÓN ....................................................................................... 191.2. ÁREA DE ESTUDIO .................................................................................. 23
1.2.1. Localización y características fisiográficas generales ...........................................................231.2.2. Condiciones climáticas ...........................................................................................................251.2.3. Vegetación ..............................................................................................................................281.2.4. Las perturbaciones por fuego .................................................................................................30
1.3. DISEÑO EXPERIMENTAL Y METODOLOGÍA ........................................ 311.3.1. Variables y métodos ................................................................................................................33
1.3.1.1. Pérdida relativa de suelo.................................................................................................341.3.1.2. Compactación superficial de suelo..................................................................................351.3.1.3. Capacidad de infiltración de agua ...................................................................................351.3.1.4. Respiración edáfica .........................................................................................................371.3.1.5. Recubrimiento vegetal ....................................................................................................38
1.4. ANÁLISIS DE DATOS ............................................................................... 381.5. RESULTADOS........................................................................................... 39
1.5.1. Conservación del suelo post-incendio.....................................................................................391.5.2. Capacidad de infiltración de agua en el suelo........................................................................411.5.3. Compactación superficial del suelo ........................................................................................421.5.4. Respiración edáfica ................................................................................................................431.5.5. Recubrimiento vegetal total ....................................................................................................44
1.6. DISCUSIÓN ............................................................................................... 451.7. CONCLUSIONES ...................................................................................... 521.8. REFERENCIAS ............................... ¡ERROR! MARCADOR NO DEFINIDO.
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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CAPITULO 1:
Tratamientos de rehabilitación post-incendio para el control de ladegradación biofísica de los suelos. Un ensayo con especiesautóctonas y materiales forestales en Benifallim-Torremanzanas,Alicante.
1.1. IntroducciónEn las últimas décadas, el número de fuegos y, particularmente, el de los grandes
incendios ha aumentado considerablemente en los países del Mediterráneo,
alcanzándose altas frecuencias de incendios en muchos puntos del territorio (Le
Houérou, 1987; Vázquez, 1996; Moreno et al., 1998). La Comunidad Valenciana, en el
levante peninsular, en la cual se sitúa el área de estudio, ha sido particularmente
afectada por el incremento en la frecuencia de los incendios (Vallejo y Alloza, 1998).
Este incremento, en la incidencia de los incendios en el Mediterráneo, suele atribuirse al
efecto, combinado o no, de la colonización por matorrales altamente inflamables de
antiguos campos de cultivo abandonados en la segunda mitad del siglo pasado, a las
repoblaciones masivas y monoespecíficas, realizadas en el mismo periodo, a los nuevos
valores del bosque como áreas recreativas y a la influencia de periodos prolongados de
sequía (Margaris et al., 1996; Moreno et al., 1998; Vélez, 2002). En otras zonas del
planeta, en particular en el oeste de Estados Unidos y en Australia, se ha observado
también un aumento en la frecuencia de los grandes incendios. En estas zonas, dicho
incremento, parece estar relacionado con una acumulación, excepcionalmente alta, de
combustible debido a las fuertes políticas de supresión de incendios y a la drástica
reducción de los fuegos suaves de superficie como consecuencia de la degradación de
las sabanas por sobrepastoreo (Allen, 2005).
Esta intensificación en el régimen de incendios ha supuesto que distintas
administraciones, con competencias ambientales, aumenten sus esfuerzos en el campo
de la prevención y la extinción de incendios y de la recuperación de áreas incendiadas.
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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Una de las principales consecuencias del fuego es la desprotección de la superficie del
suelo, exponiéndola al riesgo de erosión y a la modificación de sus características
edáficas. Por esta razón, la rápida recuperación de la cubierta vegetal del área quemada,
la aplicación de cubiertas sobre el suelo y la instalación de sistemas para retener
sedimentos son las practicas más usadas para reducir el impacto de las gotas de lluvia,
favorecer el proceso de infiltración, y evitar la generación de escorrentías y el arrastre
de sedimentos a corto plazo. Estos tratamientos se enmarcan en lo que comúnmente se
denominan tratamientos de rehabilitación de emergencia (Robichaud et al., 2000).
El objetivo de los programas de rehabilitación de emergencia post incendio es
proporcionar un control de la escorrentía y de la erosión de suelos durante los primeros
años tras el incendio, mientras se produce la recuperación de la cubierta vegetal original
como factor primordial de la protección de áreas naturales contra los agentes de
degradación. Los procedimientos de rehabilitación post-incendio incluyen tratamientos
de ladera y actuaciones en canales y barrancos. Los tratamientos de ladera más comunes
son: (1) Siembras de especies herbáceas, normalmente por vía aérea, en general
gramíneas y leguminosas, seleccionadas por el establecimiento rápido de su sistema
radicular que favorece la infiltración de agua y la estabilización de los suelos;(2)
Apilamiento de troncos cortados en las laderas quemadas de forma paralela a las curvas
de nivel (contour felled logs), formando barreras físicas contra el movimiento de agua y
el arrastre de los sedimentos;(3) Aplicación de cubiertas (mulches) de materiales
orgánicos o sintéticos para reducir el impacto de la lluvia y disminuir la velocidad del
flujo de agua y sedimentos. Los tratamientos en canales y barrancos suelen incluir
pequeños diques formados por troncos, ramas, balas de paja o gaviones de piedras
(Robichaud et al., 2000).
Los primeros informes formales sobre la rehabilitación de emergencia en áreas
quemadas se publicaron en la década de los años 1940, a pesar de que el tratamiento de
siembra con especies arbustivas y herbáceas había sido utilizado con anterioridad. En
los años 1930, los gestores forestales del condado de Los Ángeles ya sembraron áreas
quemadas con arbustos nativos; más tarde experimentaron con especies herbáceas tales
como crucíferas y gramíneas (Departament of Forester and Fire Warden, 1985). En
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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California, en los años 1940, se optó por las siembras con gramíneas anuales,
principalmente con la especie anual raigrás italiano (Lolium multiflorum), para
estabilizar las pendientes después de los incendios (Conard et al., 1995). Desde
entonces, se ha aplicado la siembra con raigrás italiano de una forma rutinaria, debido a
su rápida colonización y al gran recubrimiento que proporciona. Sin embargo, Schultz et
al. (1955) y Gautier (1983) demostraron los efectos negativos del raigrás italiano en la
supervivencia de las plántulas de arbustos nativos. Además, Keeley et al. (1981),
Gautier (1983), Taskey et al. (1989) observaron la existencia de relaciones negativas
entre la cobertura de esta especie y la de las herbáceas nativas, causando pérdidas en la
riqueza específica de las herbáceas nativas. A pesar de todo eso, las siembras de
herbáceas siguen siendo el tratamiento de rehabilitación más usado. En los últimos
años, las mezclas de siembra han mejorado su composición, reduciendo la participación
de exóticas e incrementando la diversidad de especies. No obstante, diversas revisiones
recientes de la gran mayoría de trabajos científicos e informes técnicos, publicados
sobre este tema en las últimas décadas, cuestionan su efectividad, y han puesto de
manifiesto que la siembra de herbáceas sólo proporciona un aumento del recubrimiento
vegetal en relación a las áreas no tratadas en condiciones climáticas particularmente
favorables y, cuando esto ocurre, suele hacerlo a expensas de la supresión de las
especies nativas de regeneración espontánea y no siempre se relaciona con una
reducción significativa de la pérdida de suelo post-incendio (Robichaud et al., 2000;
Kruse et al., 2004).
La aplicación de mulches, particularmente mulches orgánicos como la paja de cereal,
aparece en la literatura como un tratamiento eficaz de conservación de suelos
(Robichaud et al., 2000), que se ha probado con éxito en la Comunidad Valenciana
(Bautista et al., 1996). Aunque el efecto del mulch sobre la regeneración de las especies
autóctonas no ha sido apenas estudiado en los ecosistemas forestales (Kruse et al.
2004), algunos datos sugieren que la aplicación de mulch puede favorecer la
conservación de la humedad del suelo y estimular así la germinación de la vegetación
nativa en zonas secas y semiáridas (Bautista, 1999). Sin embargo, tampoco la
utilización del mulch de paja está exenta de efectos potencialmente negativos sobre la
composición de la flora tras el fuego, debido principalmente a la paja afectada por
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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semillas de malas hierbas o especies exóticas, que puede causar la instalación de
especies indeseables después de la aplicación de dicha práctica (Kruse et al., 2004).
Además, puede darse un efecto negativo sobre la germinación de especies nativas, en
ciertas condiciones, cuando el espesor de la cubierta aplicada es excesivo.
El objetivo del presente estudio es analizar la efectividad de nuevos tipos de siembra y
mulch para la mitigación de la degradación del suelo y favorecer la recuperación de la
vegetación. Los tratamientos están diseñados para que se ajusten al máximo a los
conceptos de restauración ecológica, usando especies nativas y materiales forestales de
la propia zona incendiada, ampliando los grupos funcionales de la mezcla de siembra a
fin de favorecer el equilibrio funcional y la resiliencia del ecosistema. Para minimizar
las consecuencias negativas, observadas en las experiencias previas, se optó por una
mezcla de siembra de especies autóctonas de herbáceas y subarbustivas, semilladoras y
rebrotadoras de crecimiento rápido, para favorecer el establecimiento rápido de la
cobertura vegetal y, de este modo, asegurar una disposición vertical de la vegetación
que ofrece una buena intercepción del agua de lluvia. En la mezcla de siembra se
incorporaron otras especies arbustivas rebrotadoras de interés con objeto de mejorar la
resiliencia del sistema de cara a futuras perturbaciones. Por otra parte, como material de
mulch se usó un triturado grueso de restos de tala de pinares de la zona, con objeto de
incorporar solamente materiales forestales en los tratamientos.
Las hipótesis planteadas en el presente trabajo son:
La siembra de especies nativas herbáceas y arbustivas y la aplicación de un mulch de
restos de pinar triturado, en combinación o por separado,
1) Reducen la pérdida de suelo post-incendio
2) Mejoran las condiciones del suelo post-incendio en cuanto a su capacidad de
infiltración, compactación superficial, y su actividad biológica
3) Incrementan el recubrimiento vegetal post-incendio
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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Un objetivo implícito del trabajo es evaluar la eficacia relativa de los diferentes
tratamientos ensayados, con el fin de determinar cuál o cuáles pueden ser las mejores
opciones para la rehabilitación post-incendio.
Este trabajo se realizó en el marco de un proyecto de investigación más amplio y se
desarrolló conjuntamente con otros miembros del equipo de investigación a cargo del
proyecto. Algunos resultados obtenidos por otros componentes del grupo de
investigación, relativos al estudio en profundidad de la respuesta de la vegetación, se
tratarán en el apartado de discusión en relación a los obtenidos en el presente trabajo.
1.2.Área de estudio
1.2.1. Localización y características fisiográficas generalesLa zona de estudio se localiza en la sierra del Rentonar, en los términos municipales de
Benifallim y Torremanzanas, en el noroeste de la provincia de Alicante. Los límites
administrativos son el término municipal de Alcoy hacia el norte, al este los municipios
de Alcolecha, Sella y Relleu, Ibi al oeste y Jijona hacia el sur. Las coordenadas
geográficas del perímetro del incendio estudiado son: 0º 7’ 26’’ longitud Este, 0º 7’ 24’’
longitud Oeste, 38º 42’ 81’’ latitud Norte y 38º 42’ 79’’ latitud Sur (Fig. 1.1).
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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Figura 1.1 Mapa de localización de la zona de estudio y perímetro del incendio. El perímetro delincendio está indicado en línea de color verde.
Las sierras del Rentonar y Plans corresponden a la cordillera bética, zona prebética, y
con materiales pertenecientes al Eoceno (Ruíz de la Torre, 1993). Las litologías
dominantes en la zona quemada son margas y calizas y alternancias de ambas, con
alguna participación de cantos, gravas y arenas de aluvión (Fig. 1.2).
La sierra del Rentonar asciende hasta 1.331 m de altitud. Las diferentes laderas en las
que se instalaron las parcelas experimentales se caracterizan por pendientes moderadas,
exposiciones sur-sureste y altitudes comprendidas entre los 800 y 1.000 m.
Los suelos de la zona pertenecen al orden Entisoles, suborden Orthent, al grupo
Torriorthent, con asociaciones de Calciorthid y con un régimen de humedad arídico
(Ruíz, 1993). Son suelos poco evolucionados, con propiedades muy determinadas por el
material original. Su perfil es AC. La asociación calciorthids le añade un horizonte
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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cálcico, pero con un régimen de humedad arídico, poseen un horizonte subsuperficial
cálcico en el que se han acumulado los carbonatos de origen secundario, cuya fuente
siempre está disponible en la zona. Estos suelos corresponden a los Fluvisoles y
Regosoles según la clasificación FAO (Fitz-Patrick, 1980).
Figura 1.2.Mapa litológico de la zona de estudio y perímetro del incendio
1.2.2. Condiciones climáticasLa estación pluviotérmica más cercana a la zona de estudio es Alcolecha, situada en las
coordenadas 38º 41’ Norte y 0º 20’ Oeste y a una altitud de 739 m (Pérez Cueva, 1994).
Esta estación pluviotérmica se sitúa a 8.5 km de la zona de estudio y se encuentra a una
altitud ligeramente inferior. La serie de años disponibles es relativamente corta (10
años). La estación pluviométrica de Benifallim, más cercana al área de trabajo, dispone
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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de una serie más larga (30 años) de registros de precipitación pero no incluye registros
térmicos, por lo que consideramos oportuno aprovechar la información registrada en
Alcolecha para elaborar un diagrama ombrotérmico de la zona de estudio (Fig. 1.3) y
definir su bioclima.
Figura 1.3. Diagrama Ombrotérmico de la estación pluviotérmica de Alcolecha. Serie de datos
correspondiente al periodo 1976-1985. Fuente: Atlas climàtic de la Comunitat Valenciana (Pérez
Cueva, 1994).
De acuerdo con los datos de la estación de Alcolecha, la zona se caracteriza por una
precipitación media anual de 706.3 mm y una temperatura media anual de 13.8 ºC. Las
precipitaciones más importantes se registran en los meses de otoño y de primavera, con
una marcada escasez de precipitaciones en el periodo estival, lo que caracteriza el clima
típico mediterráneo presente en el levante español.
El régimen de temperaturas muestra especiales contrastes de los valores entre los meses
de diciembre y julio, que corresponden a la mínima de invierno y a la máxima de verano
(Fig. 1.3). Estas diferencias considerables se asocian a la altitud y relativa
continentalidad de la zona (Gil Olcina, 2000). La temperatura media mínima,
atemperada por la vecindad del Mediterráneo, no desciende de los 6.1 ºC, que es la
temperatura media del mes de diciembre, siendo el mes de julio el más cálido, con una
temperatura media de 24.5 ºC.
0
20
40
60
80
100
120
140
E F M A M J J A S O N D
Meses
Pre
cipi
taci
ones
(mm
)
0
10
20
30
40
50
60
70
Tem
pera
tura
s (º
C)
P(mm)
TºC
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
27
Estas condiciones de precipitación y de temperatura caracterizan un clima mediterráneo
con inviernos suaves y veranos calurosos y secos, y tres principales estaciones: (1) la
estación seca, que se extiende sobre un periodo de tres meses correspondiendo a la
estación estival, donde se registran elevadas temperaturas y lluvias escasas, haciendo
que el balance hídrico sea negativo;(2) la estación fría dura entre cinco y cinco meses y
medio y representa los meses donde las temperaturas son inferiores a la media anual;(3)
la estación de crecimiento es el periodo que queda del ciclo pluviotérmico ocupando
sólo de tres a tres meses y medio.
Según los datos de precipitación de la estación de Benifallim, la distribución de las
precipitaciones mensuales en la zona de estudio es muy similar a las de la estación de
referencia de Alcolecha, con un periodo seco de cuatro meses de verano y un máximo
de precipitaciones otoñal (Fig. 1.4). No obstante, estos datos indican que la zona de
estudio es algo más seca que la zona de referencia de Alcolecha, con una precipitación
media anual de 562 mm y unos promedios mensuales para los meses de primavera y
otoño inferiores a los de Alcolecha. La distribución anual de las precipitaciones muestra
que las mayores precipitaciones se producen en otoño, que es una característica del
clima mediterráneo presente en toda la provincia de Alicante.
Figura 1. 4. Distribución mensual de la precipitación registrada en la estación pluviométrica de
Benifallim (valores medios de la serie de datos de 1961 a 1990) y su relación con la precipitación de
la estación de referencia (Alcolecha).
0
20
40
60
80
100
120
140
Ene Feb Mar Abr May jun Jul Ago Sep Oct Nov Dic
M e s e s
Prec
ipit
acio
nes
men
sual
es m
edia
s(m
m) P(mm) Benifalim
P(mm) A lco lecha
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
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Según las condiciones descritas, el piso bioclimático, correspondiente a la zona de
estudio, es el subhúmedo mesotérmico, con un déficit importante en verano (Pérez
Cueva, 1994).
Las condiciones climáticas durante el periodo de estudio, según reflejan los datos de las
estaciones pluviométricas anteriormente citadas (Fig. 1.5), mostraron una gran variación
intra e interanual. El periodo de estudio se inicia en el momento del incendio forestal
producido en la zona, en noviembre de 2002 y se prolongó hasta junio de 2005.
Figura 1. 5. Distribución de las precipitaciones mensuales registradas durante el periodo de estudio(Noviembre 2002-Junio 2005).
Los dos años y medio del periodo de estudio fueron relativamente secos,
particularmente el verano y otoño de 2004, que sumaron tan solo 70.5 mm y el primer
semestre de 2005, con una precipitación acumulada de 113 mm. La precipitación
durante 2003 (557 mm) fue muy similar a la media anual establecida para Benifallim.
Las primeras lluvias de cierta importancia tras el incendio ocurrieron dos meses después
del fuego y de la aplicación de los tratamientos.
1.2.3. VegetaciónLa sierra del Rentonar conserva diversas manchas ocupadas por bosque mixto de
encinas y caducifolios (Acer granatense, Fraxinus ornus y Crataegus monogyna), que
evidencian el dominio vegetal de la zona como carrascal sublitoral. No obstante, la
vegetación dominante de la zona es matorral asociado a carrascal (Ruiz de la Torre,
1993; Gil Olcina, 2000). En las distintas laderas de la zona de estudio se observó un
020406080
100120140160180
enero
febrero
marzo
abril
mayoju nio
ju lio
agostosept
octubre nov d ic
M e s e s d e l año .
Pre
cipi
taci
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men
sual
es (
mm
)
Prec ipitación 2002
Prec ipitación 2003Prec ipitación 2004
Prec ipitación 2005
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
29
patrón similar, con presencia de carrasca en las zonas altas y dominio del matorral a
medida que se desciende en la ladera. Este matorral está salpicado de manchas de pino
carrasco (Pinus halepensis) producto de repoblaciones y de colonización de campos
abandonados que forman zonas forestales seminaturalizadas a medida que nos
acercamos a zonas antropizadas con aterrazado de las laderas (Fig. 1.6). Por otro lado, la
incidencia de los incendios en estos paisajes ha influido en la dinámica de la vegetación,
que se ha visto rejuvenecida con un matorral de menor biomasa y un mayor número de
taxones pioneros en su composición.
Figura 1. 6. Imagen de la vegetación pre-incendio
Las vegetación pre-incendio, en las diferentes zonas seleccionadas para el ensayo de los
tratamientos de rehabilitación, consistía en manchas de pinar joven de pino carrasco y
matorral dominado por especies semilladoras, como Ulex parviflorus, Cistus albidus y
Rosmarinus officinalis, aunque con cierta contribución de arbustos rebrotadores como la
coscoja (Quercus coccifera), el enebro (Juniperus oxycedrus) y la erica (Erica
multiflora). Junto a estas especies arbustivas, la gramínea perenne Brachypodium
retusum era relativamente abundante, así como diversas especies caméfitas como
Thymus vulgaris, Anthyllis cytisoides, Anthyllis terniflora, Lavandula dentata,
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
30
Atractylis humilis, Helianthemum syriacum, Helianthemum apeninum, Teucrium
polium, entre otras.
Las características de la vegetación de estas zonas, unido al hecho de que estas manchas
de pinar joven se sitúan sobre sustratos eminentemente margosos, sobre los que habían
existido cultivos en el pasado, identificaban estas zonas como particularmente
vulnerables frente al fuego, en las que cabía esperar una pobre regeneración post-
incendio (Abad et al., 1997).
1.2.4. Las perturbaciones por fuegoLa zona de estudio ardió en noviembre de 2002. Las causas del origen del incendio
según las investigaciones podrían ser asociadas de forma preliminar a negligencia en la
práctica de la caza y a la mala conservación del tendido eléctrico. El perímetro del
incendio se extiende sobre una superficie de 220 ha a lo largo de la sierra del Rentonar.
El incendio fue de severidad moderada-alta, dejando todos los pinos sin dosel de
acículas y sin sotobosque, eliminando pinos jóvenes y quemando los horizontes
orgánicos. Después del paso del fuego se observó la presencia de árboles caídos en la
superficie y de tocones totalmente calcinados. Teniendo en cuenta las consideraciones
previas, sobre el tipo de vegetación y sustrato de las zonas seleccionadas para el estudio
y las características de severidad del incendio, se estimó un riesgo elevado de
degradación post-incendio en dichas zonas.
El área de estudio se sitúa en una zona con incendios muy frecuentes. Según los
registros oficiales, en las proximidades de la zona de estudio se han producido incendios
forestales anteriores al fuego de 2002 en 1993, 1994, 1995, 1996, y 1997. De acuerdo
con este censo de incendios forestales recientes en la comarca, puede afirmarse que la
zona es un ejemplo del régimen de fuegos en la Comunidad Valenciana, donde la
recurrencia del incendio es muy alta.
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
31
1.3. Diseño experimental y metodología
En este trabajo se han evaluado los tratamientos de siembra (S), mulch (M), siembra +
mulch (S+M) y control (C). El control representa la situación natural post-incendio, sin
aplicación de tratamientos de rehabilitación. Los tratamientos se aplicaron en parcelas
de 2.5 x 6 m repartidas en tres zonas diferentes del área de estudio, con los 4
tratamientos en cada uno de ellos aplicados al azar en cada una de las 4 parcelas de cada
bloque (Fig. 1.7). Los tratamientos se aplicaron en noviembre de 2002, dos semanas
después del incendio. Con objeto de analizar la interacción entre los tratamientos de
siembra y mulch, se consideró un diseño experimental de 2 factores fijos, con 2 niveles
cada uno, de forma que la combinación resultante fue la siguiente: M-S- (control), M-S+
(siembra), M+S- (mulch) y M+S+ (siembra+mulch), con 3 réplicas para cada
combinación, correspondientes a los 3 niveles del factor aleatorio zona.
Ladera
3 x
.Clavos de erosión
C: Control 0,5m
6 mS: Siembra Cuadros de muestreo de la vegetación: 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9 y 10. 6m
M: Mulch
SM: Siembra+Mulch
Los sitios inferiores de la parcela, en los que se realizaron las mediciones de respiración 1mdel suelo.
2,5 m
Figura 1. 7. Esquema del diseño experimental, indicando las parcelas experimentales y lostratamientos de restauración aplicados.
C SM S M
6
7
5
4
3
2
1
8
9
10
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
32
En el tratamiento de siembra se incluyeron gramíneas perennes, otras herbáceas, sub-
arbustos y arbustos, todos ellos nativos (Tabla.1.1). Las especies usadas para la
siembras de emergencia fueron seleccionadas por su capacidad de crecimiento rápido y
producción de biomasa y por su naturaleza rebrotadora tras los incendios. Las especies
arbustivas usadas son especies de fases tardías de la sucesión que rebrotan
vigorosamente tras el fuego. Se usaron semillas recolectadas en áreas circundantes en la
mayoría de los casos, aunque se incluyeron tres especies provenientes de semillas
comerciales de variedades seleccionadas por su crecimiento rápido. La mezcla de
semilla y dosis de siembras se ilustra en la tabla.1.1.
Especies Forma de vida Origende las
semillas
Semillasg-1
Dosis(gm-2)
Pretrata-miento desemillas
Brachypodium retusumGram. perenn. Local 304 6.56 Ninguno
Dactylis glomerata Gram. perenn. Com. 1000 2.00 NingunoAnthyllis vulneraria Herbácea Com. 357 0.56 NingunoSanguisorba minor Herbácea Com. 140 2.00 NingunoPsoralea bituminosa Herbácea Local 65 1.53 Escar (2 h)Hedysarum confertum Arbusto Sufr. Local 123 0.81 Escar (10’)Dorycnium penthaphyllum Arbusto Sufr. Local 289 0.35 Escar (15’)Rhamnus alaternus Arbusto Local 105 0.48 NingunoPhillyrea angustifolia Arbusto Local 48 1.04 NingunoAbreviaturas: escar: escarificación (con ácido sulfúrico concentrado). Com.: comercial; Perenn.:perenne; Sufr.: sufruticoso
Tabla 1.1. Especies nativas usadas en el tratamiento de siembra. Dosis y pretratamientos de lassemillas
El tratamiento de mulch consistió en un triturado grueso de ramas de restos de poda de
pinares cercanos, particularmente rico en acículas de pino (Fig. 1.8). Se aplicó una capa
de mulch que garantizara un recubrimiento de la superficie de la parcela tratada del
100% en el momento de la aplicación, sin que produjeran acumulaciones con más de 1-
2 cm de espesor. A fin de asegurar la fijación y permanencia del mulch sobre la
superficie del suelo se aplicó una pequeña cantidad de aglomerante (solución de
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
33
almidón de arroz) rociándolo sobre la superficie del mulch. La elección de este tipo de
mulch se basó en estudios previos que mostraron que los mulches orgánicos son más
efectivos que los inorgánicos para sostener las partículas de suelo y mantener la
humedad (Austin, 1996). Además, respondiendo a las sugerencias de Kruse et al.
(2004), este tipo de mulch asegura que esté libre de semillas de especies exógenas y de
malas hierbas que puedan contaminar dicho tratamiento.
Figura 1. 8. Parcela de mulch y detalle del material utilizado
1.3.1. Variables y métodosEl efecto de los tratamientos sobre la conservación del suelo y sus propiedades
biofísicas se evaluó a partir del análisis de las tasas de erosión de suelo, el grado de
compactación superficial, la tasa de infiltración del agua en el suelo superficial y la tasa
de respiración, medida como desprendimiento de CO2 del suelo. Paralelamente, se
evaluó el efecto de los tratamientos sobre la recuperación de la cubierta vegetal. Los
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
34
muestreos no destructivos (pérdida de suelo, compactación superficial y recubrimiento
vegetal) se realizaron en puntos de muestreo y sub-parcelas distribuidas de forma
regular en cada parcela experimental. Los muestreos destructivos (infiltración,
respiración) se realizaron en áreas reservadas dentro de cada parcela para este fin (una
banda central a lo largo de la parcela y los 2.5 m2 inferiores de cada una de ellas.
Así, se van exponiendo las 4 variables estudiadas: La pérdida relativa de suelo, la
compactación superficial de suelo, la capacidad de infiltración de agua en el suelo y la
respiración del suelo. En cada variable se detalla la metodología utilizada para su
medición.
1.3.1.1. Pérdida relativa de sueloSe han evaluado las pérdidas o ganancias de suelo en las parcelas experimentales
mediante clavos de erosión. Se trata de una metodología sencilla, utilizada en muchos
trabajos previos que han confirmado su fiabilidad en la valoración de las tasas de
erosión cuando se trabaja con parcelas abiertas, como es el caso del presente
experimento.
Se instalaron 20 clavos de erosión por parcela, repartidos de forma regular en la parcela,
con una separación de 1 metro entre clavos a lo largo de las parcela y de 0.5 metros a lo
ancho. Los clavos, de 4mm de diámetro y 33 cm de largo, se introdujeron en el suelo en
profundidad para asegurar su fijación, dejando fuera de la superficie unos pocos
centímetros. Después de su instalación, se dejaron pasar tres meses antes de realizar la
primera medida, con el fin de dejar un periodo suficiente para asegurar la recuperación
y estabilización de la superficie alterada por la propia instalación de los clavos. En junio
de 2003 se midieron por primera vez las alturas de los clavos. Esta medida se tomó
como altura inicial con la que se compararon las medidas posteriores, a partir de las
cuales se obtienen los valores de pérdida o de ganancia de suelo. Para realizar las
medidas se utilizó un pie de rey, colocando una pequeña anilla sobre la superficie del
suelo que rodea al clavo como adaptador de las heterogeneidades del suelo alrededor del
clavo. En enero de 2004 se realizó la segunda medida y en mayo de 2005 la medida
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
35
final, calculándose a partir de ellas las ganancias o pérdidas de suelo acumuladas en 7 y
23 meses respectivamente.
1.3.1.2. Compactación superficial del sueloLa compactación superficial se ha evaluado como la resistencia a la penetración, usando
un penetrómetro portátil (modelo 06.06, Eijkelkamp, the Netherlands) en puntos
distribuidos a lo largo de 2 transectos longitudinales por parcela y distantes 10
centímetros entre sí (50 puntos por transecto; 100 puntos por parcela). Cuando se aplica
una cierta fuerza manual sobre el penetrómetro, empujando su punta contra el suelo, de
forma perpendicular a la superficie, se determina la resistencia a la penetración en una
escala graduada en milímetros. Aplicando ciertos coeficientes relativos a la resistencia
del muelle que utiliza el penetrómetro y al tamaño de la punta, se pueden transformar
estas medidas en unidades de fuerza. La compactación del suelo en una parcela se
calculó como el valor medio (de los 100 puntos de muestreo) de la resistencia de la
superficie del suelo a la fuerza aplicada para la penetración. Las medidas se repitieron 4
veces desde el incendio.
1.3.1.3. Capacidad de infiltración de aguaPara evaluar el efecto de los tratamientos, en la capacidad de infiltración de agua a
través de la superficie del suelo, se utilizaron muestras circulares inalteradas de la
superficie (8.4 cm de diámetro y 1 cm de espesor), que se sometieron a una lluvia
simulada en el laboratorio. Las muestras se tomaron en placas Petri que habían sido
agujereadas en la base. Una vez en el laboratorio, las placas se colocaron en una bandeja
de agua para llevarlas hasta un contenido de humedad de capacidad de campo
(saturación en agua 24 horas, seguida por un periodo de reposo de 12 horas para el
drenaje de agua por gravedad). Después de tener todas las muestras de suelo bajo las
mismas condiciones de humedad, se colocaron encajadas perpendicularmente y de
forma estanca, en unos recipientes sin fondo (Fig. 1.9) sobre los que se aplicó la lluvia
simulada. Por medio de un simulador de pequeña capacidad de recarga se aplicó una
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
36
lluvia artificial de 150 ml de agua destilada, lo que corresponde a una precipitación de
aproximadamente 27 mm.
Para cada muestra de suelo, se registró el tiempo transcurrido para la percolación de la
primera gota que atraviesa la superficie del suelo, considerando este tiempo como
indicador de la velocidad de la infiltración del agua de lluvia en el suelo. Para
determinar la tasa de infiltración de agua de lluvia en el suelo de cada muestra, se midió
la cantidad de agua infiltrada por minuto. Este método ha sido utilizado por diversos
autores (e.g. Maestre et al., 2002) para estimar la capacidad de infiltración del suelo más
superficial, que es el que se espera que pueda ser afectado por los tratamientos
aplicados.
Estas medidas reflejan la capacidad de infiltración a pequeña escala, que es muy
variable en el espacio, por lo que para reflejar la capacidad de infiltración media de las
diferentes parcelas y tratamientos habría que tomar un número de muestras mucho
mayor del que razonablemente puede tomarse, dadas la complejidad y el tiempo de
manipulación necesarios para evaluar esta variable. Debido a esta limitación, se
seleccionaron sitios de muestreo que representaran, a pequeña escala, los tratamientos
evaluados. Así, por ejemplo, las muestras del tratamiento de siembra se tomaron en
aquellas manchas de las parcelas de siembra donde hubiera germinación e instalación de
las plantas sembradas; las muestras del tratamiento mulch se tomaron en áreas donde
hubiese mulch en superficie. Por lo tanto, las medidas obtenidas deben entenderse como
la capacidad de infiltración potencial de los tratamientos evaluados y no como la
capacidad de infiltración media en las condiciones ensayadas. Las medidas de capacidad
de infiltración de agua en el suelo se repitieron tres veces tras la aplicación de los
tratamientos de rehabilitación post incendio.
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
37
Figura 1. 9. Montaje experimental para los ensayos de infiltración de agua
1.3.1.4. Respiración edáficaEl CO2 proveniente del suelo es producido principalmente por la respiración de las
raíces, y la descomposición de la materia orgánica por la actividad de los
microorganismos. Esta última se conoce como respiración heterotrófica, la cual se ve
afectada por la temperatura del suelo, el contenido en materia orgánica y la humedad del
suelo, principalmente, y presenta bastante variabilidad espacial y estacional (Lavigne et
al, 2004). La producción de CO2 es un buen indicador de la actividad biológica del
suelo y puede ser una variable muy adecuada para mostrar de forma integrada el efecto
de los tratamientos aplicados sobre dicha actividad.
En diversos ensayos previos, realizados en la zona experimental (véase más adelante en
Discusión), se observó que la aplicación de mulch podría afectar de forma relevante a la
respiración edáfica, mientras que la siembra no parecía tener efecto dada la pobre
contribución de este tratamiento a las condiciones del sitio (véase más adelante en
Resultados). Debido a esto, al igual que en el caso de las medidas de infiltración, y a las
limitaciones de tiempo y esfuerzo impuestas por el método, se decidió evaluar tan sólo
el efecto del tratamiento mulch. De esta forma, la respiración del suelo se midió en 9
microparcelas de mulch (3 en cada una de las 3 áreas experimentales de la zona de
estudio) y 9 microparcelas control. Estas medidas de respiración de suelo se tomaron al
final del periodo de estudio, en junio de 2005.
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
38
Para cuantificar la respiración edáfica, se empleó un Analizador de Gases Infrarrojos
(IRGA) con cámara de suelos (LICOR 6400-09). El uso de cámara de suelos adaptada a
IRGA para la determinación del flujo de CO2 se ha visto incrementado últimamente y se
considera como la opción a elegir a la hora de medir la respiración de suelos (Davidson
et al, 2002).
Las microparcelas en las que se realizaron las medidas consistieron en unos cilindros o
collares de 10 cm de diámetro y 5 cm de alto, incrustados en el suelo hasta
aproximadamente la mitad de su altura. En estos collares se encaja la cámara de suelos
del IRGA para realizar las medidas. Para naturalizar el impacto provocado por la
instalación de los collares en los puntos de medición, se dejó pasar cierto tiempo en el
que se produjeron precipitaciones y cicatrizaron los espacios entre el collar y el suelo,
antes de realizar las medidas. Las medidas de respiración de suelo se inician con la
medida de la concentración de CO2 ambiental en la superficie del suelo que sirve como
valor de referencia a la hora de registrar las concentraciones de CO2 producidas en los
puntos de medida.
1.3.1.5. Recubrimiento vegetalEl efecto de los tratamientos de emergencia sobre el recubrimiento vegetal se estimó por
el método de puntos interceptados en 10 cuadrados de 0.5m x 0.5m, distribuidos de
forma regular por la parcela, con una distancia entre puntos de 10 cm (25 puntos de
muestreo por cuadrado; 250 puntos por parcela). Las medidas se repitieron 6 veces,
desde febrero de 2003 a mayo de 2005.
1.4. Análisis de datos
Para todas las variables estudiadas, excepto el recubrimiento vegetal, los resultados de
los diferentes muestreos se analizaron de forma independiente, ya que las oscilaciones
estacionales y la dependencia de las condiciones ambientales de cada periodo, así como
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
39
los diferentes puntos de muestreo tomados en cada ocasión, no se adecuaban a un
análisis conjunto de medidas repetidas.
Los datos de pérdida de suelo, infiltración y compactación superficial se analizaron
mediante análisis de varianza (modelo lineal general) univariante, con los factores
mulch y siembra como factores fijos y la zona como factor aleatorio. El modelo incluía
la interacción siembra x mulch. La respiración edáfica se analizó mediante análisis de
varianza de dos factores: mulch, como factor fijo, y zona, como factor aleatorio. El
efecto de los tratamientos sobre el recubrimiento total vegetal se evaluó por un análisis
de varianza de medidas repetidas. Estos análisis se realizaron mediante el programa
estadístico SPSS versión 13.0.
1.5. Resultados
1.5.1. Conservación del suelo post-incendio
Uno de los objetivos de los tratamientos, ensayados dentro de las parcelas
experimentales, fue mitigar las pérdidas del suelo después del paso del incendio. La
Figura.1.10 muestra el efecto de cada uno de los tratamientos utilizados en la
disminución de las tasas de erosión registradas en dos muestreos: a los 7 y a los 23
meses después del incendio forestal que afectó la zona.
En el primer muestreo se observó que en el tratamiento de siembra se registró una
pérdida de suelo casi igual a la registrada en las parcelas control. Sin embargo, en los
tratamientos de mulch y siembra + mulch, se observó una ganancia de la masa
superficial de suelo. El análisis estadístico mostró que el factor mulch tuvo un efecto
significativo en la disminución de las tasas de erosión (Tabla.1.2) mientras que el resto
de factores no tuvieron efecto.
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
40
Figura 1. 10. Las pérdidas o ganancias de suelo (mm) en función de los distintos tratamientosaplicados.
En el segundo muestreo, como era esperable, las pérdidas de suelo registradas en las
parcelas testigo fueron mayores a las del primer muestreo, lo que se corresponde con las
diferencias en la precipitación acumulada en los dos periodos considerados, que fueron
mucho mayores en el segundo caso (primer muestreo: 285.9 mm, segundo muestreo:
637 mm). En el resto de los tratamientos no se registraron pérdidas netas. Sin embargo,
las diferencias entre tratamientos no fueron significativas para este segundo muestreo
(Tabla 1.2), en parte debido a la elevada variación entre los datos de las diferentes
zonas.
Variable Periodo Factores
Siembra Mulch Zona Siembra x MulchPérdida de sueloacumulada
7 meses F= 0.348p = 0.577
F= 13.144p = 0.011
F= 3.930p = 0.081
F= 0.292p = 0.608
23 meses F= 3.123p = 0.128
F= 3.053p = 0.131
F= 3.074p = 0.120
F= 0.308p = 0.599
Meses
0 6 12 18 24 30
Pér
dida
/gan
anci
a de
sue
lo (m
m)
-8
-6
-4
-2
0
2
4
6ControlSiembraMulchS+M
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
41
Capacidad deinfiltración
Feb 04 F= 4.690p = 0.074
F= 4.790p = 0.071
F= 1.627p = 0.243
F= 0.050p = 0.948
Ago 04 F= 1.301p = 0.297
F= 1.548p = 0.260
F= 4.900p = 0.055
F= 21.398p = 0.004
Jun 05 F= 0.177p = 0.689
F= 5.581p = 0.050
F= 1.356p = 0.327
F= 0.333p = 0.585
Compactaciónsuperficial
Feb 03 F= 0.647p = 0.452
F= 49.805p < 0.001
F= 2.634p = 0.151
F= 0.046p = 0.837
Abr 04 F= 1.431p = 0.277
F= 3.317p = 0.118
F= 7.014p = 0.027
F= 1.653p = 0.246
Ago 04 F= 0.274p = 0.616
F= 22.195p = 0.003
F= 0.700p = 0.533
F= 0.611p = 0.464
May 05 F= 0.118p = 0.763
F= 13.350p = 0.011
F= 5.108p = 0.051
F= 0.076p = 0.792
Respiraciónedáfica*
Jun 05 F= 0.618p = 0.514
F= 0.549p = 0.646
* Para la variable respiración edáfica sólo se analizaron los factores: mulch y zona.
Tabla 1. 2. Resultados de los análisis estadísticos (modelo lineal general univariante) de las distintasvariables analizadas
1.5.2. Capacidad de infiltración de agua en el suelo
La Figura.1.11 muestra los distintos valores de capacidad de infiltración del agua en el
suelo, para cada tratamiento, en los periodos muestreados a lo largo del periodo del
estudio. En general, se observa una menor capacidad de infiltración en las condiciones
control, en las que no se ha aplicado ningún tratamiento de rehabilitación, y cierta
tendencia a una mayor capacidad de infiltración en las áreas tratadas con mulch. Sin
embargo, el tratamiento de siembra mostró un comportamiento más variable entre
muestreos, sin que pudiera identificarse un efecto positivo sobre la infiltración de forma
consistente. El efecto del factor mulch fue estadísticamente significativo en el tercer
muestreo y marginalmente significativo en el primero (Tabla 1.2), mientras el resto de
los tratamientos no mostraron ningún efecto significativo. En el muestreo (agosto 2004)
no se encontraron diferencias significativas entre tratamientos, posiblemente asociado a
la gran variación que muestran los datos en este periodo, aunque los valores de
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
42
infiltración en el control seguían manteniendo la tendencia general a ser menores que en
el resto de los tratamientos.
Figura 1. 11: Capacidad de infiltración de agua en el suelo (ml/min) en función de los tratamientos.
1.5.3. Compactación superficial del sueloLa compactación superficial del suelo se evaluó como la resistencia a la penetración de
la superficie. A lo largo de los diferentes muestreos, se observó que los valores de
resistencia de suelo a la penetración seguían más o menos el mismo orden, pudiéndose
diferenciar dos subgrupos: los tratamientos control y siembra presentaron los valores
más altos de resistencia a la penetración, mientras que los tratamientos mulch y
siembra+mulch presentaron los valores menores de la misma característica de suelo
(Fig. 1.12). Este comportamiento se refleja en el efecto significativo del factor mulch en
la mayoría de los muestreos realizados (Tabla 1.2). El tratamiento siembra no mostró
ningún efecto significativo sobre la compactación superficial. En el muestreo de abril
de 2004 no se encontraron diferencias entre tratamientos.
feb-04 ago-04 jun-05
Tasa
s de
infil
traci
ón (m
l/mn)
0
20
40
60
80
100
ControlSiembraMulchS+M
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
43
Figura 1.12.Compactación superficial, medida como resistencia a la penetración, en función de lostratamientos
1.5.4. Respiración edáfica
Al final del periodo de estudio, se analizó el efecto del mulch en la respiración edáfica,
o flujo de CO2 del suelo, como una medida indicadora de la actividad biológica del
suelo, que se relaciona con la tasa de descomposición de la materia orgánica y el
reciclado de nutrientes. La figura.1.13muestra una cierta tendencia a un mayor flujo de
CO2 en las áreas tratadas con mulch. Sin embargo, estas diferencias no fueron
estadísticamente significativas (Tabla.1.2).
Muestreo
feb-03 abr-04 ago-04 may-05
Res
iste
ncia
a la
pen
etra
ción
(cm
)
0
1
2
3ControlSiembraMulchS+M
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
44
Figura 1. 13. Respiración edáfica en función de la presencia de mulch.
1.5.5. Recubrimiento vegetal total
Como se muestra en la figura 1.14, la recuperación natural de la cubierta vegetal en la
zona quemada fue relativamente pobre, con valores aproximados al 50 % después de 30
meses. Los tratamientos de siembra o de mulch no mejoraron significativamente esta
situación. Es decir, la siembra, por si sola, sin el acompañamiento de mulch no
incrementó el recubrimiento vegetal, como tampoco estimuló la regeneración
espontánea el mulch por sí solo. Sin embargo, el tratamiento combinado de
siembra+mulch incrementó significativamente el recubrimiento vegetal (ANOVA de
medidas repetidas, p<0.05), especialmente los primeros meses tras el incendio. Tan sólo
al final del periodo de estudio se observó una tendencia a igualar los valores de
recubrimiento en todos los tratamientos.
Sin mulch Con mulchFluj
o de
CO
2 em
itido
por
el s
uelo
(µ m
ol C
O2 m
-2 s
-1).
0
1
2
3
4
5
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
45
Figura 1.14.Dinámica del recubrimiento vegetal total correspondiente a los distintos tratamientosaplicados.
1.6. Discusión1.6.1. Tratamientos de rehabilitación post-incendio y recuperación de la
cubierta vegetal
Según Conard et al. (1995), la práctica de siembra de herbáceas ha generado una
considerable controversia sobre sus efectos potenciales en la salud y la recuperación de
ecosistemas naturales. En el sur de California se ha demostrado que las siembras con
gramíneas han generado efectos negativos sobre la cubierta herbácea nativa. Se constató
que las siembras de especies exógenas tienen efectos negativos en la densidad de
población y en la diversidad específica de la vegetación nativa; incluso pueden causar
una reducción de la adaptación de las poblaciones nativas debido a la persistencia de
genotipos peor adaptados. En el estudio de Taskey et al. (1989), se mostró que las
especies exógenas sembradas pueden competir por el agua y los nutrientes y la luz con
las especies nativas.
Otros autores han recomendado evitar la utilización de las especies no nativas, tras la
evidencia demostrada que estas especies pueden obstaculizar la regeneración de las
Meses déspues del incendio.
0 5 10 15 20 25 30 35
Rec
ubrim
ient
o ve
geta
l tot
al (%
)
0
20
40
60
80
100ControlSiembraMulchSiembra+Mulch
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
46
plantas nativas, incluyendo a las confieras (Amaranthus et al., 1993; Schoennagel y
Waller, 1999; Keeley, 2004; Kruse et al., 2004). Después de un incendio de alta
severidad se crea un hábitat perturbado y susceptible a la invasión de las especies
exógenas mientras esté disponible la fuente de semillas exóticas. Por ello, también en
relación a la aplicación de mulch, Kruse et al. (2004) recomiendan a los gestores
forestales la necesidad de verificar que el mulch esté libre de semillas de especies no
nativas antes de su aplicación.
En este trabajo se eligieron especies herbáceas y subarbustivas autóctonas semilladoras
y rebrotadoras de crecimiento rápido y otras especies arbustivas de gran porte, para
favorecer un establecimiento rápido de la cobertura vegetal y, por otra parte, para
asegurar una disposición vertical de la vegetación que ofrece mejor interceptación del
agua de lluvia, lo que reduce el impacto de la lluvia directa y la trascolación sobre el
suelo.
Los resultados muestran que el tratamiento siembra+mulch tuvo un efecto muy
importante sobre el recubrimiento total vegetal, aumentándolo significativamente
durante los primeros dos años desde el incendio. Sin embargo, ni la siembra ni el mulch
por sí solos tuvieron efectos significativos sobre el recubrimiento vegetal a lo largo de
todo el período de estudio. El incremento en el recubrimiento vegetal en las parcelas de
siembra+mulch se debió a la contribución de las especies sembradas (C. Bladé,
comunicación personal). También en otros trabajos previos se ha observado esta
dependencia de la presencia de mulch para garantizar un cierto éxito de las siembras
(Bautista et al., 1994; Bautista, 1999). En un estudio de Badia y Martí (2000) en el valle
del Ebro, en España, se observó que durante el primer año post incendio, las especies
introducidas por la práctica de siembras aumentaron el recubrimiento vegetal alrededor
de un 30 %. El recubrimiento vegetal fue similar en los tratamientos de mulch y
siembra+mulch, pero este último tratamiento proporcionó más biomasa vegetal.
Los resultados obtenidos en este trabajo, y en algunos previos, refuerzan la idea de que
las siembras por sí solas no son un tratamiento efectivo para la recuperación de la
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
47
cubierta vegetal, ya se trate de siembras de especies nativas o exógenas. A pesar de la
larga experiencia acumulada con el uso de siembras, como tratamiento de rehabilitación
post-incendio, en muy pocos casos se ha podido observar un efecto positivo de este
tratamiento sobre la regeneración vegetal (Robichaud et al., 2000), aunque hasta muy
recientemente esta experiencia se limitaba a herbáceas no nativas. Este trabajo apoya
esta idea también en el caso de las siembras de especies nativas.
Una capa de mulch es una capa superficial que limita la evaporación, conserva la
humedad y disminuye el impacto de la lluvia y la erosión del suelo y, por tanto, cabe
esperar que favorezca la recuperación de la vegetación espontánea, al menos en aquellos
lugares con escasez de lluvias y suelos degradados (Bautista, 1999). Esta capa puede ser
natural (restos vegetales) o artificial (materiales sintéticos).
El mulch se utiliza especialmente en la agricultura (Nahal, 1975).En la agricultura de
maíz y trigo se demostró que los tratamientos combinados con mulch favorecen la
moderación del régimen hidrotermal del suelo, produciendo un crecimiento rápido de
las raíces y mejorando la disponibilidad de elementos nutritivos, al tiempo que
aumentaba el rendimiento de la explotación (Acharya y Sharma, 1994). Se ha
demostrado que el mulch incrementa la extracción total de agua de la planta en
comparación con los cultivos sin mulch. Se ha establecido que la presencia de unos
residuos orgánicos en la superficie de suelo es altamente efectiva para incrementar la
conservación del agua bajo condiciones de clima seco (Weill et al., 1990; Unger et al.,
1991). Además, el mulch contribuye a elevar la temperatura mínima del suelo durante
el crecimiento de las plantas. Agassi et al (2004) sugirieron que la aplicación de
residuos sólidos urbanos en superficie, a modo de mulch, minimiza significativamente
la pérdida de agua de lluvia e incrementa el rendimiento bajo condiciones climáticas
secas. Además, el tratamiento mulch impide la formación de la costra física en el suelo,
que puede tener repercusiones negativas sobre la emergencia de las semillas.
En el ámbito forestal, Kruse et al. (2004) observaron que las parcelas tratadas con
mulch tuvieron una mayor presencia de especies nativas que las parcelas no tratadas.
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
48
Sin embargo, el recubrimiento vegetal no fue mayor en las parcelas tratadas que en las
no tratadas, aunque la densidad de la vegetación sí fue mayor en el tratamiento
mulch+siembra que en el resto de los tratamientos.
En experimentos de vivero, Bladé et al. (2004) mostraron el efecto positivo del mulch
en las tasas de germinación de las mismas especies utilizadas en el presente trabajo. Así,
puede explicarse el efecto positivo del mulch en el aumento del recubrimiento asociado
a las especies sembradas que se observó en las parcelas de siembra+mulch en este
trabajo a lo largo del periodo de estudio.
En contraste a los resultados obtenidos en los estudios anteriormente citados, el
tratamiento de mulch por sí solo no proporcionó una mayor recuperación del
recubrimiento de la vegetación espontánea, posiblemente porque este efecto se produce
esencialmente en condiciones ambientales más secas que las de este estudio (Bautista,
1999).
1.6.2. Tratamientos de rehabilitación post-incendio y conservación del suelo
Después de un incendio forestal los substratos margosos o arenosos, con una vegetación
previa dominada por especies no rebrotadoras, pueden presentar un elevado riesgo de
degradación (Vallejo y Alloza, 1998). La mejor manera de proteger el recurso edáfico,
de todo riesgo de erosión o degradación, es instalar una cobertura vegetal que disminuya
el impacto de los factores erosivos, incremente la estabilidad de los agregados por el
aporte de materia orgánica y mejore la estructura física del suelo. Por otra parte, desde
el punto de vista del control erosivo, un tratamiento con mulch de restos vegetales
simula, en cierta medida, el efecto de una cubierta vegetal y puede ser una alternativa
útil en aquellas zonas donde las condiciones climáticas dificultan el establecimiento de
una masa vegetal importante antes de los periodos de lluvia (Morgan, 1986).
Aunque el objetivo principal de la rehabilitación post-incendio es la conservación del
suelo, hay una escasez de trabajos experimentales en los que se evalúe la efectividad de
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
49
estos tratamientos en el control de la erosión y la degradación del suelo (Robichaud et
al. 2000). Algunos trabajos previos (Bautista et al., 1996; Badía y Marti, 2000) han
mostrado una reducción de la pérdida de suelo en parcelas tratadas con mulch de paja o
con siembra más mulch.
En el presente trabajo se ha puesto de manifiesto que el mulch de restos triturados de
podas y talas forestales, con o sin siembra, es igualmente efectivo en el control de la
erosión. Las parcelas con mulch (con o sin siembra) mostraron incluso una ganancia
neta de suelo en los primeros meses tras el fuego y la aplicación de los tratamientos.
Esto puede explicarse por el hecho de tratarse de parcelas abiertas, rodeadas de grandes
áreas sin tratar, que hayan podido atrapar los sedimentos producidos aguas arriba en las
zonas no tratadas. Casi dos años después del fuego las diferencias entre tratamientos se
redujeron bastante, posiblemente por la degradación del mulch y a la pérdida de parte
de los sedimentos acumulados.
En las zonas control sin tratar, las pérdidas de suelo registradas (aprox. 2.5 mm en 23
meses) equivalen a una tasa de erosión de aproximadamente 10.3 Megagramos. ha-1.
año-1, que está en el límite de tolerancia de pérdida de suelo para los suelos
mediterráneos de áreas forestales (Arnoldus, 1977).
A pesar de que la técnica de siembras es poco efectiva tras el incendio, ha sido siempre
la práctica más favorecida por los gestores y agencias de restauración y rehabilitación
de espacios naturales perturbados, principalmente por sus bajos costes económicos. Este
factor ha sido decisivo por su frecuente e histórica utilización y no su efectividad.
La siembra, por sí sola, no produjo ningún efecto en el control de la erosión y
degradación el suelo, como era esperable teniendo en cuenta el nulo efecto que tuvo
sobre el recubrimiento vegetal. El efecto que pueda ser proporcionado por las siembras,
en los primeros dos años tras el fuego, depende en gran parte de la naturaleza de los
episodios de lluvia tras el incendio. Las siembras podrían tener cierto efecto si se
presentan unas condiciones muy favorables de lluvias de baja intensidad y regularmente
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
50
espaciadas a lo largo del otoño y a principios del invierno permitiendo que se establezca
una buena cobertura vegetal. Desafortunadamente, dicha situación no siempre se da y
además representa condiciones de poco riesgo erosivo para las que los tratamientos de
rehabilitación son menos necesarios.
El papel del mulch en la conservación del suelo, en contraste con el casi nulo papel de
las siembras, puede atribuirse al recubrimiento del suelo gracias al propio mulch y a la
mejora de las propiedades físicas del suelo.
Aplicar el mulch sobre la superficie de suelo es un método efectivo para el control de
las escorrentías (Meyer, 1985; Albaladejo et al., 1994; Agassi et al., 1998). Este
tratamiento produce una disipación del impacto de las gotas de lluvia y reduce la
velocidad del flujo de agua de la precipitación (Agassi et al., 2004). Además, la
presencia de mulch mitiga el problema de la compactación que pueda generar aumentos
de escorrentía y producción de sedimentos (Bhagat y Acharya, 1987). John et al. (1993)
desarrollaron un experimento enfocado al estudio de los efectos de la densidad del
mulch sobre la producción de escorrentía, la infiltración y la erosión de suelo, donde se
demostró la existencia de una correlación entre las densidades de mulch y la pérdida de
suelo. Este estudio concluyó que un recubrimiento de suelo por mulch inferior al 25%
tiene muy bajo efecto en el control de la erosión de suelo. Esta proporción de mulch se
ha considerado como umbral mínimo, por debajo del cual es inefectivo en el control de
la degradación del suelo. Meyer et al. (1970) sugirieron que un recubrimiento del30%
de mulch proporciona una gran reducción dela erosión. Otros estudios, a nivel de
parcela, indicaron la no-efectividad de esta baja densidad de mulch (Mc Gregor et al.
1988).
En cuanto al efecto de los tratamientos en la mejora de las características físicas del
suelo, se ha observado en zonas agrícolas que el mulch impide la formación de la costra
física en el suelo (Agassi et al., 2004) y su efecto positivo en la reducción de la
compactación del suelo en los campos de labor (Bhagat y Acharya, 1987; Rawitz et al.,
1994).
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
51
Este trabajo confirma, para ambientes forestales en condiciones post-incendio, los
efectos anteriormente descritos. El mulch de restos triturados de material forestal
incrementó significativamente la infiltración de agua y redujo la compactación del suelo
en comparación con las zonas no tratadas.
Era esperable que la mejora de las condiciones físicas del suelo provocara un aumento
de la actividad biológica del mismo. Sin embargo, en las medidas de flujo de CO2,
realizadas al final del periodo de estudio, no se detectaron diferencias relevantes entre
las zonas con y sin mulch. No obstante, en un trabajo previo realizado en la misma zona
de estudio pero tan sólo un año y medio después del incendio, se detectaron diferencias
significativas entre tratamientos con y sin mulch en la producción de CO2 (fig. 15).
Aunque las dos medidas se realizaron con métodos diferentes y no son directamente
comparables, puede pensarse que el mulch tuvo un efecto positivo en la actividad
biológica pero que, en el caso de las medidas realizadas al final del periodo de estudio,
las diferencias podrían haberse reducido debido a la recuperación del sistema en
general, tanto en zonas tratadas como no tratadas, gracias a la regeneración vegetal,
colonización de raíces y propagación y homogenización de los microorganismos del
suelo.
Figura 1. 15. Flujo de CO2 en función de los distintos tratamientos. Medidas realizadas a los 18meses de la aplicación de los tratamientos. (Fuente: L. Viñolas. SPREAD Project Final Report-
Noviembre 2006).
C S M S+M
Soil
resp
iratio
n (n
mol
CO
2g-1
h-1)
0
1
2
3
4
Capitulo 1: Efectividad de los tratamientos de rehabilitación en la mitigación de laerosión de suelos y su degradación después del paso del incendio.
52
1.7. Conclusiones
El objetivo de los tratamientos de emergencia, para la rehabilitación de las áreas
quemadas, es proporcionar un control de la escorrentía y de la erosión del suelo durante
los primeros años tras el fuego (Robitchaud et al., 2000). A largo plazo, el objetivo de la
restauración es el establecimiento de las especies nativas en la zona rehabilitada de una
forma ecológica.
En este trabajo se ha puesto de manifiesto que:
La aplicación de siembras de especies nativas, seleccionadas por su potencial para un
crecimiento rápido y abarcando un amplio rango de grupos funcionales, no es efectiva
por sí sola para proporcionar un rápido recubrimiento vegetal ni para la mejora de las
características biofísicas del suelo a lo largo de los tres años post incendio.
La aplicación del mulch de restos forestales ha resultado muy efectiva en la mitigación
de las tasas de erosión a corto plazo y en la mejora de las características biofísicas del
suelo en cuanto a la tasa de infiltración del agua y compactación superficial y, a corto
plazo, en relación a la respiración edáfica. Pero solo aumenta el recubrimiento vegetal si
está acompañado de una fuente adicional de semillas. Así, la efectividad de las
siembras está vinculada a la presencia de mulch.
Los tratamientos ensayados de mulch y siembra+mulch suponen una vía de progreso
en la rehabilitación post-incendio dada su efectividad en relación a distintas propiedades
del suelo y la vegetación y al hecho de que no incorporan materiales ajenos al monte,
minimizando el riesgo de contribuir a la introducción e instalación de especies exógenas
que puedan afectar negativamente a la recuperación del ecosistema perturbado por el
fuego.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
53
CAPITULO 2:...........................................................................53
Funcionamiento del suelo en un pinar incendiado del semiáridomediterráneo tras la aplicación de las acciones de restauraciónpost incendio a nivel de parcela. Benifallim-Torremanzanas,Alicante2.1. INTRODUCCIÓN ...................................................................................... 542.2. DISEÑO EXPERIMENTAL, MÉTODOS Y ANÁLISIS DE DATOS ........... 59
2.2.1. Diseño experimental ...............................................................................................................592.2.2. Variables y métodos................................................................................................................60
2.3. ANÁLISIS ESTADÍSTICO......................................................................... 622.4. RESULTADOS.......................................................................................... 62
2.4.1. Índices de funcionamiento observados ..................................................................................622.4.1.1. Mejora de la estabilidad del suelo ..................................................................................622.4.1.2. Mejora de la infiltración de agua en el suelo ..................................................................652.4.1.3. Mejora de la descomposición de la materia orgánica del suelo .....................................65
2.4.2. Evolución de los procesos funcionales del suelo después de la restauración de emrgenciapost incendio ....................................................................................................................................67
2.4.2.1. Evolución del proceso de estabilidad del suelo tras la restauración de emergencia postincendio........................................................................................................................................672.4.2.2. Evolución del proceso de infiltración de agua en el suelo tras la restauración deemergencia post incendio ............................................................................................................682.4.2.3. Evolución del proceso de reciclado de nutrientes en el suelo tras la restauración deemergencia post incendio ............................................................................................................69
2.5. DISCUSIÓN .............................................................................................. 702.5.1. Tratamientos de emergencia post incendio y la estabilidad de suelo ....................................732.5.2. Tratamientos de emergencia post incendio y la infiltración de suelo ....................................752.5.3. Tratamientos de emergencia post incendio y reciclado de nutrientes en el suelo ................75
2.6. CONCLUSIONES ..................................................................................... 762.7. REFERENCIAS BIBLIOGRAFÍCAS.................. ¡ERROR! MARCADOR NODEFINIDO.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
54
CAPITULO2:
Funcionamiento del suelo en un pinar incendiado del semiáridomediterráneo tras la aplicación de las acciones de restauración postincendio a nivel de parcela. Benifallim-Torremanzanas, Alicante.
2.1. Introducción
Un componente principal, en el establecimiento de las poblaciones forestales naturales,
es el suelo forestal que, a diferencia de los suelos de agricultura, suelen ser fértiles y
muy profundos. En paralelo, la formación de estos suelos o lo que se llama edafo-
génesis evoluciona bajo dichas poblaciones forestales caracterizadas por la abundancia
de hojarasca. La presencia de una capa orgánica sobre el suelo forestal, su microflora y
microfauna asociada, forman la fase más dinámica del mismo, y son esenciales para el
mantenimiento del ciclo de nutrientes, particularmente los del nitrógeno, fósforo y
azufre (Pritchet y Fisher, 1987; Binkley y Giardina, 1998). La misma capa orgánica,
aísla físicamente el suelo de las temperaturas extremas, ofrece protección mecánica
frente a los agentes erosivos y facilita la infiltración directa del agua de lluvia en el
suelo (Serrasolses, 1994).
En sentido cronológico, bajo las condiciones ambientales mediterráneas, la evolución de
los suelos es un proceso muy lento y su capacidad de regeneración es escasa (Ortiz,
1990). Así, si se produce alguna perturbación natural o antropogénica que altere las
características bióticas y abióticas del suelo, la degradación de los suelos podrá resultar
irreversible (Vallejo, 1997).
El incendio forestal provoca una eliminación relativa de la vegetación dependiendo de
su severidad, duración e intensidad, y afecta a las características edáficas del área
incendiada, lo que resulta en un suelo compactado y carbonizado, con menor capacidad
de infiltración de agua y con mayor susceptibilidad a ser erosionado tras las primeras
lluvias torrenciales después del incendio (DeBano, 1981; Imeson et al., 1992).El grado
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
55
de este impacto depende también de las propias características del fuego forestal,
anteriormente citadas. Hay que señalar que el impacto del fuego varía según las
condiciones bioclimáticas de la zona incendiada, del tipo y densidad de la vegetación, el
tipo del suelo, la pendiente y las condiciones de temperatura y humedad ambientales y
edáficas.
Además, tras el paso de la perturbación del incendio forestal, se destruye la cubierta
vegetal y los horizontes orgánicos del suelo. Este deterioro del lecho orgánico del suelo
altera las propiedades físicas del mismo, afectando el ciclo hidrológico, lo que deriva en
el aumento de las escorrentías, produciendo severas avenidas y riadas que arrastran las
partículas del suelo (Aguirre, 1981). Se ha constatado que el incendio forestal afecta al
suelo directamente, causando la pérdida de los nutrientes del suelo tras la quema, en
forma de cenizas acarreadas por el viento y por la volatilización en forma gaseosa,
principalmente, de nitrógeno y azufre. Además, indirectamente, tras la primeras lluvias
post incendio activando los procesos de erosión y lixiviación, cambios en la comunidad
microbiológica y efectos en la conversión del estado de nutrientes a formas disponibles,
y efectos en la habilidad de las especies vegetales restablecidas para entrar en
competencia por ellos (Rodríguez, 1996).
Otra alteración frecuente e importante, en muchos suelos calcinados, es la formación de
capas impermeables al agua tras el paso de un incendio de alta intensidad. Las
sustancias hidrófobas presentes en el tejido esponjoso que forma el mantillo, al arder
éste, se condensan bajo la zona recalentada del suelo, a varios centímetros de la
superficie, formando una capa cerosa que puede impedir el paso del agua (USDA,
2000). Este efecto contribuye al aumento de las escorrentías (Vélez, 2000). Las
alteraciones físicas, químicas e incluso biológicas, provocadas por el fuego forestal,
vienen de forma desencadenada desde el calentamiento de la superficie del suelo,
durante el proceso de calcinación, y hasta el contacto con las primeras lluvias post
incendio. El hidrofuguismo y la compactación de la superficie del suelo y la erosión
hídrica son procesos consecuencia de otros. Dependiendo del tipo de vegetación, los
suelos y las condiciones climáticas presentes, además de las temperaturas alcanzadas
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
56
por el fuego, éste podría causar efectos muy variables en cuanto a alteración química.
En sentido amplio, un incendio de intensidad media podría influir positivamente en el
suelo, provocando una calcinación de la vegetación y de la cubierta muerta, liberando
nutrientes que estaban inmovilizados en ella. En suelos ácidos llega incluso a mejorar
las condiciones de nitrificación, volatilizando mayor parte del nitrógeno e
incrementando la actividad microbiana gracias a la germinación de las semillas de
leguminosas fijadoras de nitrógeno. Aunque así, generalmente, el balance posterior al
paso del fuego suele ser una reducción de las disponibilidades de agua y un aumento de
las escorrentías y el peligro de erosión.
Por ello, el tipo de intervención humana, tras el paso del incendio, es un factor crucial
que puede incidir acelerando o ralentizando el proceso de degradación y
empobrecimiento de los suelos. Así, las técnicas de revegetación de las zonas
incendiadas se centran, principalmente, en la protección urgente del suelo mediante el
restablecimiento rápido de una cubierta, siendo vegetal o artificial. Estas técnicas, junto
a los programas de repoblación forestal, en muchos casos pueden modificar las
características físicas y químicas de los suelos, influyendo sobre el crecimiento de las
especies introducidas y sobre el éxito de la rehabilitación post incendio.
El estudio de las principales propiedades edáficas bióticas y abióticas alteradas,
directamente o indirectamente por el fuego, tras la aplicación de los tratamientos de
rehabilitación post incendio, mediante el seguimiento durante el tiempo, nos indicará la
evolución de las propiedades superficiales del suelo en comparación a las del suelo no
rehabilitado (sin tratamientos). Los resultados de la evaluación de los indicadores
edafológicos, servirán para la elección de los tratamientos de restauración post incendio
en materia de gestión, restauración y toma de decisión en el ámbito forestal.
En los ecosistemas semiáridos del Mediterráneo, donde el agua es un factor limitante
para el desarrollo de la vegetación, las condiciones de precipitación y temperatura
favorecen el establecimiento de matorrales y de poblaciones naturales o naturalizadas de
Pinus halepensis; adaptadas a dichas condiciones. Debido al establecimiento de las
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
57
comunidades vegetales pirófitas y la alta inflamabilidad de las coníferas, la distribución
de las temperaturas y precipitaciones, la alta vulnerabilidad de los suelos a la erosión y
el bajo poder de recuperación de los tipos de vegetación que los ocupan, la perturbación
del fuego y su alta recurrencia en el Mediterráneo, se exige una rápida, completa y
prioritaria atención a estas áreas y la aplicación de las estrategias de rehabilitación más
adecuada para frenar, o al menos reducir, el riesgo de deterioro de las propiedades
edáficas, imprescindibles para el restablecimiento de la vegetación post incendio.
Recientemente, son muchos los investigadores que mostraron gran interés por el estudio
del funcionamiento los ecosistemas (Trabaud, 1991; Trabaud y Galtié, 1996; Vásquez,
1996; Aronson y Le Floch, 1996; Hobbs, 1997; Kosmas et al., 1999; Pausas, 1999;
Pausas y Vallejo, 1999; Mouillot, 2000; Grau y Veblen, 2000; Baustista y Vallejo,
2002; Lloret, Pausas y Vilá, 2003), pero son pocos los que han estudiado los procesos
funcionales del suelo tras el paso del incendio.
Tongway (1995) desarrolló una metodología para analizar el funcionamiento de los
ecosistemas perturbados, a partir de la evaluación de los atributos edáficos superficiales
y de la vegetación. Dicho modelo, se elaboró estrictamente para las áreas semiáridas de
Australia, y fue aplicado, concretamente, en sitios de explotación minera que han sido
posteriormente rehabilitados. Por otra parte, en los últimos años, se empezó a adoptar la
evaluación de los atributos superficiales del suelo siguiendo esta metodología en varios
estudios, utilizando las propiedades del suelo como indicadores funcionales, con la
finalidad de estudiar la dinámica de suelos bajo espartales (Fernando et al., 2001; 2003),
determinar los niveles de degradación en áreas semiáridas (Mayor et al., 2003) y
evaluar la funcionalidad de las áreas semiáridas en Irán, en relación con factores como
la pendiente, exposición y elevación del terreno junto al tipo de vegetación (Rezaei et
al., 2006). La metodología de Landscape Functional Análisis (LFA) ha sido actualizada
en el año 2000 por parte de los mismos autores (Tongway y Hindley), publicando su
versión más reciente en el año 2003, sugiriendo su aplicación en todo tipo de
ecosistemas terrestres que sufrieron alguna forma de degradación natural o
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
58
antropogénica y, sobre todo, en los sistemas restaurados, con el fin de evaluar su
funcionamiento y determinar su trayectoria y tendencia funcional tras la restauración.
Este trabajo experimental, participado por el grupo de investigación del CEAM y del
departamento de Ecología de la Universidad de Alicante, se considera uno de los
primeros estudios donde se analiza la respuesta funcional edáfica de un matorral bajo
pinar del este de la península Ibérica tras ser incendiado. Se pretende, en este capítulo,
analizar el comportamiento funcional del suelo en las mismas parcelas experimentales
de la zona de estudio, presentada en el primer apartado, tras la aplicación de los
tratamientos de emergencia de: mulch, siembra y la combinación entre ambos:
mulch+siembra. Se requiere saber si estos tratamientos serían capaces de provocar
mejor respuesta funcional del suelo, después del fuego, mostrando la acción de
restauración más efectiva que favorezca la infiltración del agua de lluvia, el reciclaje de
nutrientes del suelo y la estabilidad frente a los agentes erosivos del suelo. En el estudio
se profundiza el seguimiento de los procesos funcionales edáficos de las parcelas
tratadas durante tres años, después del paso del incendio, el periodo en el cual se supone
la recuperación de dichos procesos y su reanudación tras las alteraciones bruscas de los
mismos provocados por el incendio, manifestándose en la recuperación de la cubierta
vegetal que aportará la protección contra la erosión hídrica, la recuperación de la
permeabilidad del suelo y del perfil de humectación de la zona radicular de la
vegetación, que implicaría el aumento de la proporción aérea, mejorando a su vez los
procesos de infiltración de agua y de la actividad microbiológica del suelo para la
descomposición de la materia orgánica en el suelo.
El objetivo general de la investigación es evaluar el funcionamiento del suelo post
incendio a escala de parcela, tras la aplicación de los tratamientos de emergencia
ensayados y, por tanto, analizar los índices de funcionamiento del sistema edáfico
incendiado, obtenidos mediante la medición de los atributos superficiales del suelo y,
además, validar los índices de funcionamiento derivados de la metodología Land
Functional Analysis (LFA) comparándolos con las medidas cuantitativas realizadas en
el primer apartado. De este modo, se podrá ver si son contingentes y probar su validez
para ser o no aplicables en los ecosistemas semiáridos incendiados del Mediterráneo.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
59
La hipótesis genérica, subyacente a este capítulo, establece que, tras la incidencia del
incendio en un pinar del mediterráneo semiárido, se afectarán los procesos de
funcionamiento edáficos que dificulten la recuperación del estado inicial del pinar
incendiado, incluso podría impedir que ocurriera en el caso de una perturbación de alta
severidad y recurrente, y que la aplicación de las acciones de restauración post incendio
podrían favorecer una mejora en los procesos funcionales del suelo, en cuanto a su
estabilidad frente a la erosión hídrica, a la infiltración de agua de lluvia y a la capacidad
de descomponer la materia orgánica del suelo, reforzando el mecanismo de resiliencia
descrito para este tipo de ecosistemas.
2.2. Diseño experimental, métodos y análisis de datos
2.2.1. Diseño experimental
En el área de estudio (véase el capítulo 1), se utilizaron las mismas parcelas
experimentales de las tres laderas incendiadas para la aplicación de la metodología
anteriormente citada. En cada ladera se instalaron cuatro parcelas de 2,5m X 6m, donde
se aplicaron los tratamientos: siembra, mulch, siembra+mulch, y en la última no se
aplicaron tratamientos al tratarse de parcelas testigo.
El diseño experimental consistió en la evaluación del efecto de los dos tratamientos de
restauración post incendio: siembra y mulch; juntos y por separado, que representan los
factores independientes (2 factores fijos) en la mejora del índice de estabilidad,
infiltración y reciclaje de nutrientes que representan los factores dependientes, medidos
en tres réplicas del factor aleatorio: zona. Al instalar las parcelas, se intentó respetarla
homogeneidad de las condiciones del terreno, dentro de la misma ladera, en cuanto al
recubrimiento vegetal, la pendiente, la exposición y el sustrato. La instalación de las
parcelas se hizo de una manera contigua con el fin de tener los mismos flujos de agua y
nutrientes desde aguas arriba, y las mismas condiciones abióticas de insolación, viento y
lluvia. La réplica en tres diferentes laderas supone tener tres niveles de factores
dependientes.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
60
2.2.2. Variables y métodos
La aplicación del método Landscape Functional Analysis (LFA) (Tongway 1995;
Tongway y Hindley 2000) se basa en la estimación de los índices específicos siguientes:
- Índice de Estabilidad (resistencia del suelo a la erosión hídrica).
- Índice de Infiltración (tasa de infiltración del agua de lluvia en el suelo).
- Índice de Reciclado de nutrientes (tasa de descomposición de la materia
orgánica del suelo).
El estudio de la dinámica funcional del ecosistema incendiado, mediante la aplicación
del método Landscape Functional Analysis (LFA), en la zona experimental de
Torremanzanas, analiza la respuesta funcional del sistema edáfico después de la
aplicación de los tratamientos de rehabilitación post incendio. Esta respuesta se evalúa
mediante la medición de los tres índices de funcionamiento de la componente suelo del
ecosistema. La caracterización de estos tres indicadores funcionales: el índice de
estabilidad, infiltración y reciclaje de nutrientes se basa en la estimación de otras
variables que presentan atributos superficiales del suelo.
Se ha estimado el funcionamiento y el comportamiento del suelo, después de la
aplicación de las acciones de rehabilitación post-incendio, a través de la valoración de
las características físicas y biológicas del suelo superficial bajo los distintos
tratamientos de restauración. Se ha utilizado la escala de ponderación del método LFA,
correspondiente a los diez indicadores del suelo, además de la textura, que se evalúo en
cada parcela y en las tres laderas de la zona de estudio. Los atributos superficiales del
suelo sobre los cuales se elaboraron los índices de funcionamiento son:
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
61
- Proporción del recubrimiento del suelo incluyendo la pedregosidad (>2cm de
diámetro), la cobertura vegetal proporcionada por la vegetación perenne hasta la
altura de 0.5m, y las ramas vegetales de más de 1cm de diámetro.
- Proporción del recubrimiento del suelo solo por las leñosas, incluyendo
recubrimiento basal y del dosel.
- Proporción del recubrimiento por la hojarasca, su origen y grado de
incorporación.
- Proporción del recubrimiento por criptógamas.
- Grado de agrietamiento del suelo.
- Grado de erosión del suelo, tipo y severidad.
- Proporción de los materiales depositados.
- Clase de microtopografía dominante del suelo.
- Grado de resistencia del suelo a las perturbaciones mecánicas.
- Grado de resistencia del suelo a la desagregación en el agua.
La estimación de estos diez atributos edáficos se hizo en una superficie de suelo
delimitada por un cuadro de 0.5m X 0.5m de tamaño. La medida se hizo dos veces en
cada lateral de la parcela (cuadro: 2, 4, 7 y 9), lo que resultó en4 réplicas por parcela en
cada ladera (véase abajo el esquema de la instalación de las parcelas y la localización de
medidas en la figura. 1.7. Capítulo 1).
La estimación de los atributos superficiales del suelo, en los cuadrantes localizados,
siguió una escala de ponderaciones establecida en el propio método LFA (véase el
apartado de apéndices), aunque se debe mencionar que tuvieron unas modificaciones en
la determinación de las distintas clases de erosión compatibles con los grados de
erosionabilidad conocidas en las áreas semiáridas del Mediterráneo y bajo sus
condiciones bioclimática intrínsecas.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
62
El proceso de evaluación descriptiva de los atributos bióticos y abióticos del suelo,
mediante la metodología adoptada, se prolongó desde 2004 hasta 2007, tomando datos
en dos ocasiones en 2004 (enero y agosto), y posteriormente, en julio de 2006 y julio de
2007.
2.3. Análisis estadístico
Las tres variables estudiadas en este capítulo: El índice de estabilidad del suelo, el
índice de infiltración y el índice de reciclado de nutrientes se evaluaron de forma
independiente, aplicando el análisis de varianza uni-variante del modelo lineal general,
mediante el programa estadístico SPSS 14.0. El análisis de varianza utilizado incluye la
interacción entre los dos factores fijos: siembra x mulch.
2.4. Resultados
A la luz de los índices de funcionamiento del suelo, correspondientes a las propiedades
biofísicas del sistema edáfico estudiado, hemos elaborado las curvas de los tres índices;
estabilidad, infiltración y reciclaje de nutrientes, y su tendencia a lo largo del periodo de
estudio, completando la base de datos del modelo LFA con los datos recolectados en el
campo. La aplicación de las técnicas de ponderación de los indicadores, relacionados
con los atributos del suelo, se hizo después del periodo de crecimiento vegetativo de
cada año durante el periodo de seguimiento. Esta ponderación se ha repetido tres veces
durante el periodo de estudio.
Basándose en los valores obtenidos se calcularon los índices de funcionamiento del
suelo en las tres laderas experimentales, se elaboraron los histogramas que demuestran
el grado de estabilidad, de infiltración y de reciclado de nutrientes del suelo
correspondiente a cada tratamiento y en comparación con las parcelas testigo.
2.4.1.Índices de funcionamiento observados
2.4.1.1. Mejora de la estabilidad del suelo
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
63
Uno de los propósitos, por los cuales se aplicaron los tratamientos de emergencia post
incendio, es conseguir una recuperación de la estabilidad del suelo a merced de los
agentes erosivos. Por lo tanto, la figura 1 ilustra la evolución del índice de estabilidad
del suelo durante el periodo post restauración (desde enero de2004 hasta agosto de
2007).
Generalmente, todos los tratamientos mostraron un índice de estabilidad de alrededor
del60%, incluso en las parcelas control, registrando las tasas más altas para el
tratamiento siembra+mulch y mulch respectivamente, y las pequeñas para el
tratamiento S y luego para las parcelas testigo durante los dos primeros muestreos
(enero de 2004 y agosto de 2004). Sin embargo, en los últimos muestreos (julio de 2006
y agosto de 2007), se perdió dicha inercia dando lugar a menos diferencias entre los
tratamientos, siendo las tasas mayores para el tratamiento “Siembra” y luego para las
parcelas control.
M u e s t r e o sE n e r o - 0 4 A g o s to - 0 4 J u l io - 0 6 A g o s to - 0 7
Ind
ice
de
Es
tab
ilid
ad
(%
)
0
2 0
4 0
6 0
8 0
C o n t r o lS ie m b r aM u lc hS ie m b r a + M u lc h
Figura 2.1.Los índices de estabilidad del suelo (%) correspondientes a cada tratamiento aplicado a
lo largo de los diferentes muestreos.
No obstante, el análisis estadístico (tabla. 2.1), muestra que no hay diferencias
significativas entre los distintos tratamientos a lo largo de los muestreos realizados,
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
64
salvo en el primer y segundo muestreo a favor del tratamiento mulch (Enero 2004: F =
11.360, p= 0,07. Agosto 2004: F = 63.361, p= 0,01).
Variable Periodo FactoresSiembra Mulch Zona Siembra x Mulch
Índice deestabilidad
Enero2004
F = 2,572p = 0,25
F = 11.360p = 0,078
F = 0,606p = 0,603
F = 1,266p = 0,377
Agosto2004
F = 0,022p = 0,895
F = 63.361p = 0,015
F= 76,835p = 0,977
F = 2,475p = 0,256
Julio2006
F = 0,164p = 0,725
F = 4,814p = 0,159
F = 1,772p = 0,967
F = 0,573p = 0,528
Agosto2007
F = 0,146p = 0,739
F = 2,822p = 0,235
F = 0,500p = 0,689
F = 0,348p = 0,615
Índice deinfiltración
Enero2004
F = 2,315p = 0,268
F = 0,823p = 0,460
F = 0,659p = 0,625
F = 0,805p = 0,464
Agosto 2004
F = 3,722p = 0,193
F = 5,373p = 0,146
F = 1,144p = 0,455
F = 4,485p = 0,168
Julio2006
F = 3,919p = 0,186
F = 0,741p = 0,480
F = 0,138p = 0,876
F = 1,216p = 0,385
Agosto2007
F = 1,446p = 0,352
F = 49,176p = 0,020
F = 0,692p = 0,726
F = 0,157p = 0,730
Índice recicladode nutrientes.
Enero2004
F = 7,364p = 0,113
F = 0,830p = 0,458
F = 0,961p = 0,853
F = 1,815p = 0,310
Agosto2004
F = 5,164p = 0,151
F = 0,983p = 0,435
F = 1,024p = 0,499
F = 2,097p = 0,285
Julio2006
F = 1,581p = 0,336
F = 48,077p = 0,020
F =p =
F = 1,984p = 0,294
Agosto2007
F = 3,063p = 0,222
F = 72,250p = 0,014
F =p =
F = 1,750p = 0,317
Las celdas donde no se determinaron los valores del estadístico F y significación p, quiere decir que el análisis no
mostró efecto del factor correspondiente, que es el factor denominado: la Zona.
Tabla 2.1. Resultados de los análisis estadísticos (modelo lineal general: análisis de la varianza uni-variante) de las distintas variables analizadas
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
65
2.4.1.2. Mejora de la infiltración de agua en el sueloLa aplicación de los tratamientos ensayados en la zona experimental incendiada tiene
como objetivo la recuperación de los procesos de infiltración en el ecosistema
rehabilitado, siendo una de las funciones primordiales de un ecosistema en auto-
equilibrio funcional.
Los índices de infiltración, correspondientes a cada tratamiento y a las parcelas control,
a lo largo de los cuatro muestreos se muestran en la figura 2.2. El análisis estadístico
demuestra que las diferencias existentes entre los distintos índices de infiltración no son
significativas, excepto en el último muestreo, donde el tratamiento mulch tuvo un
efecto significativo (F=49,176; p=0,020).
M u e s tre o sE n e ro -0 4 A g o s to -0 4 J u lio -0 6 A g o s to -0 7
Ind
ice
de
In
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(%
).
0
1 0
2 0
3 0
4 0
5 0
6 0
7 0
C o n tro lS ie m b raM u lc hS ie m b ra + M u lc h
Figura 2. 2. Los índices de infiltración (%) correspondientes a cada tratamiento y a lo largo de los
muestreos realizados en el periodo de seguimiento.
2.4.1.3. Mejora de la descomposición de la materia orgánica del sueloEntre los procesos funcionales de un ecosistema terrestre natural, es necesario citar la
capacidad del mismo para reciclar los nutrientes del suelo, tras la realización de los
procesos de descomposición de la hojarasca y materia orgánica del suelo y de la
mineralización, dando como resultado los nutrientes asimilables por la cubierta vegetal.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
66
Los distintos índices de reciclado de nutrientes, registrados bajo los distintos
tratamientos y en la parcelas testigo, se encuentran reflejados en la figura 2.3.
El análisis estadístico mostró la ausencia de diferencias significativas entre los índices
de reciclado de nutrientes, correspondientes a cada tratamiento, a lo largo del periodo
post incendio, salvo en el tercer y cuarto muestreo, donde el tratamiento mulch mostró
índices significativamente inferiores a los registrados en las parcelas Control; en Julio
de 2006 (F=48,077; p= 0,020) y en el muestreo de Agosto de 2007 (F=72,250;
p=0,014).
M u estreo s
E nero -04 A gos to -04 Ju lio -06 A gos to -07
Ind
ice
de
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20
40
60
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C on tro lS iem braM u lchS iem bra+M u lch
Figura 2. 3. Los índices de reciclado de nutrientes (%), correspondientes a cada tratamiento y a lo
largo de los muestreos realizados en el periodo de seguimiento.
Después de tres años de seguimiento, se obtiene la trayectoria de desarrollo del sistema
edáfico en cuanto a su estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes, tras la
aplicación de los tratamientos de restauración post incendio. La forma de progresión o
degradación de dichas curvas nos dan una idea sobre el ritmo de la evolución funcional
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
67
del suelo después de la rehabilitación post incendio. Además, estos índices de
funcionamiento del suelo se consideran como indicadores de evaluación del grado de
éxito de dichos tratamientos y de su efectividad en la mejora del funcionamiento del
suelo degradado (Tongway y Hindley, 2003). Por ello, se elaboraron las figuras que
presentan la evolución de los índices de funcionamiento del suelo, durante el periodo de
seguimiento tras la aplicación de los tratamientos de restauración post incendio:
2.4.2. Evolución de los procesos funcionales del suelo después de la
restauración de emergencia post incendio
A estas alturas de los resultados se expone la evolución de los 3 procesos funcionales
del sistema estudiado. Se abordó con ello el análisis de las tendencias de los índices de:
estabilidad de suelo, infiltración de agua en el suelo y respiración del suelo, a lo largo
del periodo de seguimiento.
2.4.2.1. Evolución del proceso de estabilidad del suelo tras la restauración deemergencia post incendioEn la figura2.4 se observa que, durante los tres primeros muestreos tras el incendio y la
aplicación de los tratamientos de restauración de emergencia, incluso las parcelas
Control mostraron una tendencia progresiva, pero se considera la más baja en
comparación al resto de los tratamientos, empezando con la tendencia más elevada y la
que corresponde al tratamiento siembra+mulch, seguida por las de mulch y siembra
respectivamente. La gráfica muestra que los valores del índice de estabilidad empezaron
a acercarse desde el segundo muestreo; donde cambiaron su tendencia para los dos
muestreos posteriores, dando los mayores valores del índice de estabilidad al
tratamiento Siembra que mostró una clara tendencia, diferente a las del resto de los
tratamientos y al control. El análisis estadístico mostró que la única diferencia
significativa con la tendencia correspondiente a las parcelas control fue la
correspondiente al tratamiento mulch durante los dos primeros años tras el incendio,
desde el año 2002 hasta el 2004 (Enero de 2004: F = 11.360; p= 0,07. Agosto de 2004:
F = 63.361; p= 0,01). Sin embargo, no existieron diferencias significativas durante los
muestreos realizados posteriormente (desde 2004 hasta 2007), confirmando que las
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
68
tendencias del índice de estabilidad siguieron la inercia de igualarse a partir del tercer
año, después de la intervención con las acciones de restauración post incendio.
M uestreos
E nero-04 A gosto -04 Ju lio -06 A gosto -07
Ind
íce
de
est
ab
ilid
ad
(%
).
52
54
56
58
60
62
64
66
68
70
72
74
C on tro l S iem bra M u lchS iem bra+M ulch
Figura 2. 4. Evolución del índice de estabilidad (%) a lo largo del periodo de muestreo en las
distintas parcelas tratadas.
2.4.2.2. Evolución del proceso de infiltración de agua en el suelo tras la
restauración de emergencia post incendio
Claramente, se puede apreciar en la figura 2.5 que, durante el periodo post incendio (5
años), bajo los tres tratamientos y las parcelas control se registraron índices de
infiltración en los 4 muestreos realizados, siguiendo, prácticamente, la misma tendencia.
El análisis estadístico confirmó la ausencia de diferencias significativas entre los índices
de infiltración correspondientes a los tratamientos aplicados y al control, excepto en el
segundo muestreo donde se observa que la tendencia del mulch cambió ganando
diferencias estadísticamente significativas con respecto a las parcelas control
(F=49,176; p=0,020). Después del segundo muestreo se observa que el tratamiento
mulch pierde aquella diferencia uniéndose a la tendencia del resto de los tratamientos y
del control.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
69
M uestreos
Enero-04 Agosto-04 Julio-06 Agosto-07
Indí
ce d
e in
filtr
ació
n (%
).
20
30
40
50
60
70
ControlS iem braM ulch S iem bra+M ulch
Figura 2.5.Evolución del índice de infiltración (%) a lo largo del periodo de muestreo en las
distintas parcelas tratadas.
2.4.2.3. Evolución del proceso de reciclado de nutrientes en el suelo tras la
restauración de emergencia post incendio
La evolución de los índices de reciclado de nutrientes registrados bajo los tres
tratamientos y en las parcelas control también mostraron la misma tendencia a lo largo
de los 4 muestreos tras el incendio, sin mostrar diferencias significativas con el control.
El análisis estadístico probó que las parcelas control en los dos últimos muestreos
tuvieron, estadísticamente, mejores índices de reciclado de nutrientes comparándolos
con el mulch (en Julio de 2006 (F=48,077; p= 0,020) y en el muestreo de agosto de
2007 (F=72,250; p=0,014), y sin diferencias significativas con los índices
correspondientes a los tratamientos siembra y siembra+mulch durante todo el periodo
de seguimiento posterior a la restauración.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
70
M uestreos
Enero-04 Agosto-04 Julio-06 Agosto-07
Indí
ce d
e re
cicl
ado
de n
utrie
ntes
(%
)
10
20
30
40
50
60
70
80
90
ControlS iem braM ulchS iem bra+M ulch
Figura 2.6: Evolución del índice de reciclado de nutrientes (%) a lo largo del periodo de muestreo
en las distintas parcelas tratadas.
2.5. DiscusiónLa alta resiliencia de las comunidades vegetales del Mediterráneo, tras el paso de los
incendios forestales, se puede explicar por la habilidad de las especies vegetales que
componen dichas comunidades, para proporcionar recubrimiento por medio de las
estructuras rebrotadoras resistentes al fuego (Hodgkinson, 1998) y por la germinación
del banco de semillas protegidas en el suelo o existentes en las copas de los árboles
(Noble y Slatyer, 1980; Lloret 1998). Dada la gran complejidad de los ecosistemas
naturales terrestres en el Mediterráneo y su importancia para el mantenimiento de los
grandes asentamientos humanos, ante una situación de cambio en las condiciones de
lluvia y temperatura, en la cuenca mediterránea, es necesario conocer la respuesta a
dichas fluctuaciones climáticas y a una perturbación como el incendio forestal.
Actualmente, el fuego forestal constituye uno de los problemas ambientales más
relevantes en las áreas del Mediterráneo (Moreno, 1989; Vallejo, 1997). El fuego y la
erosión son dos de las mayores perturbaciones que están afectando a los ecosistemas
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
71
mediterráneos y ambos están relacionados con el clima (De Luis et al., 2001). El efecto
de las lluvias de alta intensidad, sobre terrenos quemados, afecta sustancialmente la
composición y el funcionamiento del ecosistema a corto plazo (De Luis, 2001). Así, los
veranos secos y menos lluviosos y las lluvias otoñales, que cada vez son más
torrenciales, junto al cambio en el incremento en la variabilidad y la distribución de las
precipitaciones, afectan cada vez más a los ecosistemas, resultando incendios forestales
recurrentes durante el periodo seco del año y el registro de riadas y lluvias torrenciales
en la estación más lluviosa que, inoportunamente, sigue el periodo de incendios.
La finalidad de las acciones de emergencia, aplicadas en el pinar incendiado, se basan
en la corrección de los daños provocados en el suelo y en la recuperación delos procesos
funcionales superficiales edáficos. En este apartado se han analizado las posibles
mejoras en los tres procesos edáficos estudiados por el método LFA aplicado para tal
fin.
El seguimiento de las acciones de restauración se debe basar en indicadores
sencillamente medidos (Ludwig, 2003). Se ha abordado la sutilidad en los métodos de
evaluación y seguimiento de los ecosistemas terrestres, creando diversos índices que
sirven como indicadores para la evaluación del funcionamiento de ecosistemas mineros
(Ludwig, 2003), o en el caso del índice ENA (Ecosystem Network Analysis) para la
cuantificación del desarrollo de ecosistemas en relación a su tamaño y organización
(Tabor-Kaplon et al., 2007; Odum, 1969). Otros autores (Hindley y Tongway, 2003) se
interesaron en estudiar los índices de funcionamiento. Algunos investigadores los
llamaron índices de desarrollo del ecosistema, analizando la cantidad de energía que
fluye y la energía utilizada en los flujos inorganizables (Odum, 1969). Ulanowicz
(1986, 1997, 2004) utilizó el ENA para cuantificar las tendencias esperadas en el
desarrollo del ecosistema a fin de evaluar el estrés del impacto ambiental. Korthals
(1996) utilizó el índice de desarrollo del ecosistema con el objetivo de evaluar el
impacto de los contaminantes sobre las propiedades microbianas del suelo. Holtkamp y
Tabot-Kaplon (2007) también analizó el índice de desarrollo y organización del
ecosistema. En los ecosistemas naturales de Australia se crearon otros índices como: el
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
72
DLI (Direccional Leakiness index) para determinar el potencial de un ecosistema para
retener recursos, agua y partículas de suelo, dependiendo no solo del recubrimiento de
los patches, sino también el número de patches, su tamaño, su orientación y dispersión
(Ludwig et al:, 2002), y el índice Weighted Mean Patch Size, que combina el número y
el tamaño de los patches y cómo pueden proporcionar una estimación delos cambios en
la estructura de la vegetación después de la perturbación (Li y Archer, 1997), el índice
Lacunarity Index, que estudia la fragmentación del paisaje a partir de las imágenes
satélite (Plotnick et al., 1993;Peralta y Mather, 2000;Wu et al., 2002), y el Índice de
Proximidad, que define el contexto espacial de los patches en relación a sus
proximidades, incluyendo otros patches y a los interpatches, mientras el índice
Lacunarity index, anteriormente citado, está influenciado por el tamaño de los píxeles
de los patches (Plotnick et al., 1993; Wu et al., 2000).
Otros investigadores, consideraron que la fauna y los nichos presentan un índice de
recuperación de los ecosistemas restaurados. Por ejemplo, Thompson y otros (2007)
utilizaron el Índice de Degradación y Rehabilitación (RDI) para cuantificar los
agrupamientos de reptiles en los sitios rehabilitados de Australia. El mismo índice se
puede utilizar para cuantificar el impacto del desbroce y de los predadores silvestres en
los ecosistemas funcionales terrestres. También en Australia, en los sitios de
explotación minera, se utilizaron indicadores de seguimiento del funcionamiento del
ecosistema rehabilitado, como la composición de árboles y su tamaño, índice de
complejidad del hábitat y otros dos índices relacionados con la superficie del suelo: la
integridad de las grietas en el suelo y el índice de reciclado de nutrientes (Ludwig et al.,
2003).
Todos los estudios citados previamente analizaron el funcionamiento del ecosistema
centrándose, principalmente, sobre uno de los dos componentes: vegetación o suelo del
ecosistema. Sin embargo, el método LFA, creado por Tongway y Hindley (2001),
estudia este funcionamiento basándose en la diagnosis de la vegetación, el suelo y los
distintos procesos integrados entre ambos. En este trabajo se aplicó dicha metodología,
considerándola la más completa, sencilla y precisa en el momento de evaluar el
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
73
funcionamiento del pinar incendiado tras de la aplicación de tratamientos rehabilitación
a escala de parcela.
Las recientes recomendaciones, para el seguimiento de ecosistemas en ambientes áridos,
sugiere identificar los índices de funcionamiento de los ecosistemas cuantitativos,
rápidos de medir, repetibles en el caso de error y fáciles de cambiar (National Reserch
Council, 1994; Rapport et al., 1995). La combinación de los atributos superficiales del
suelo (recubrimiento, textura, recubrimiento con costra biológica, etc.), proporciona los
índices útiles para medir el funcionamiento del ecosistema en lo referente a la
estabilidad, la infiltración y el reciclado de nutrientes (Fuls, 1992; Herrick y Whitford,
1995; Herrick et al., 1995; Tongway, 1995; de Soyza et al., 1997).
2.5.1. Tratamientos de emergencia post incendio y la estabilidad de suelo
El índice de estabilidad mide la habilidad del ecosistema para resistir ante las fuerzas
erosivas y reformarse después de la perturbación (Tongway et al., 2001). Como se ha
explicado en el apartado “materiales y métodos” de este capítulo; la obtención de los
índices del Análisis Funcional del Ecosistema, se basó en distintas combinaciones de los
10 atributos superficiales del suelo. Dichas propiedades superficiales del suelo se
consideran indicios de salud del ecosistema natural (Ludwig et al., 2007), creando, a
raíz de ello, el Leakiness index: (LI) y refiriéndose a la capacidad del ecosistema a
perder sedimentos.
A lo largo de la historia del uso de las acciones de emergencia tras el incendio, se probó
la efectividad del mulch y de las siembras, en la mitigación de las tasas de erosión del
suelo provocadas por las lluvias que proseguían dicha perturbación (Conard et al.,
1995). Sin embargo, son muy pocos los estudios que intentaron averiguar la efectividad
de estos tratamientos de restauración del ecosistema incendiado en la recuperación de la
funcionalidad. Sobre todo, en lo referente a la estabilidad del suelo a merced del riesgo
de la erosión, a la capacidad de infiltración del agua en el suelo y al poder de reciclar los
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
74
nutrientes en el suelo, basándose sobre los 3 índices de Análisis funcional del
ecosistema (LFA).
Después de aplicar en este estudio el método desarrollado por los autores Tongway y
Hindley (2003), se utilizó en otros ecosistemas para su validación fuera del ámbito en el
cual ha sido ejecutado por primera vez. Se probó la validación de los índices de este
modelo en el estudio de Holm et al. (2002), comparando entre los índices nominales y
los empíricos. Ludwig et al. (2003) los utilizaron en el estudio de seguimiento del
funcionamiento de los terrenos mineros rehabilitados. Además, en un área semiárida de
Irán, Ata Rezaei et al. (2006), analizaron cómo influían las distintas características
físicas del terreno como la exposición, la elevación, la pendiente, y bióticas como el tipo
de vegetación en dichos índices de funcionamiento superficial del suelo. Bastin et al
(2002) utilizaron la heterogeneidad espacial de las áreas semiáridas para definir
mediante imágenes satélite el grado de funcionalidad del ecosistema, creando otros
índices para el mismo fin en base al patrón espacial de fuente-sumidero. En el sureste de
España, fueron aplicados los índices de LFA por diversos autores (Maestre y Cortina
,2003; Tongway et al., 2004; Maestre y Puche, 2009) con el objetivo de estudiar la
dinámica funcional de los espartales a partir de los atributos superficiales del suelo.
Mayor (2007, 2008) aplicó el mismo método para determinar el potencial de dichos
indicadores de función en la evaluación de la respuesta hidrológica en un ecosistema
semiárido mediterráneo. Todos estos estudios llegaron a comprobar la eficacia y
fiabilidad de estos índices en la evaluación de los ecosistemas degradados.
Los resultados obtenidos de los índices de estabilidad confirman que el mulch es
efectivo durante los dos primeros años tras su aplicación para proporcionar cierta
estabilidad al suelo y, proporcionar la resistencia apropiada a las partículas del suelo
para no ser arrastradas por las lluvias registradas en el periodo post incendio. Además,
afirman las conclusiones del primer apartado que la siembra, por sí sola, no podría
frenar las tasas de erosión. Sin embargo, el tratamiento mulch sí que ha tenido este
efecto positivo.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
75
2.5.2. Tratamientos de emergencia post incendio y la infiltración de suelo
El índice de infiltración es la capacidad de infiltrar el agua de lluvia en el suelo
(Tongway et al., 2003). En cierto modo dicha característica del suelo se ve muy alterada
justo después del paso del incendio forestal, siendo un proceso primordial en la
funcionalidad del ecosistema natural que hay que mejorar mediante el uso de los
tratamientos de emergencia post incendio, con el propósito de acelerar la recuperación
de la totalidad del ecosistema perturbado.
Los valores obtenidos de los índices de infiltración, bajo los tres tratamientos y en las
parcelas control, muestran claramente que solo el mulch podría aumentar la capacidad
de infiltración, aunque hasta el quinto año tras su aplicación, ni siquiera el tratamiento
de siembra podría mejorar este proceso a lo largo de todo el periodo de seguimiento.
Estas conclusiones también han sido encontradas en el primer apartado mediante las
mediciones directas de las tasas de infiltración en las mismas parcelas experimentales.
2.5.3. Tratamientos de emergencia post incendio y reciclado de nutrientes en el
suelo
El índice de reciclado de nutrientes presenta la capacidad de la microflora del suelo a
descomponer la materia orgánica del ecosistema (Tongway et al., 2003). También se
considera una de las características funcionales más cruciales para mantener el auto
equilibrio del ecosistema.
Los índices de reciclado de nutrientes, cuantitativamente calculados en la zona de
estudio, afirman que solo el mulch ha mostrado índices significativamente diferentes a
los registrados en parcelas control. Lo que afirma de nuevo las evidencias concluidas en
el primer apartado.
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
76
Generalmente, el uso de los tratamientos de emergencia post incendio enfoca la mejora
de la estabilidad del suelo frente a los agentes erosivos proporcionando una protección
rápida añadiendo mulch, aplicando siembra o combinando entre los dos
siembra+mulch, justo después del incendio. La aplicación inmediata de dichos
tratamientos crea condiciones favorables para la germinación del banco de semillas en
el suelo y de las siembras introducidas, hasta la recuperación de un recubrimiento
vegetal capaz de aportar la resistencia adecuada del suelo contra la erosión hídrica.
El aporte orgánico mediante el mulch y las siembras causaría una modificación en la
temperatura y la humedad del suelo, condiciones favorables para incrementar la
actividad microbiana del suelo en la descomposición de dicha materia orgánica,
reciclando los nutrientes del suelo, y aumentando la fase aérea del suelo mediante la
respiración. Restaurar la vida microbiana del suelo se considera el principal motor de
los procesos funcionales edáficos, pues se consigue con ello promover la infiltración de
agua en el suelo, tras las mejoras en la estructura y el aumento de la proporción aérea
del suelo y la descomposición de la materia orgánica. Estos dos últimos procesos
llevarían a asegurar el cumplimiento del primero que es el crecimiento de la vegetación
y, por supuesto, la estabilidad contra la erosión. Los tres procesos funcionales
estudiados en este capítulo resultan ser complementarios e imprescindibles para el
equilibrio natural del sistema objeto de la restauración.
2.6. Conclusiones
La aplicación de los tratamientos de restauración post incendio ensayados con mulch y
siembra+mulch tuvieron un efecto positivo sobre los atributos funcionales del suelo, a
corto plazo, pudiendo mejorar dichos procesos funcionales durante los tres primeros
años tras el incendio.
Generalmente, los índices funcionales analizados bajo cada uno de los tratamientos
ensayados: (mulch, siembra y siembra+mulch) y, el control tuvieron una tendencia
Capitulo 2: Los procesos funcionales del suelo en el pinar incendiado tras laaplicación de los tratamientos de rehabilitación a nivel de parcela.
77
progresiva, reflejando la mejora continua en los procesos funcionales tras el incendio.
Evidentemente, los índices más bajos se registraron en el control, que han ido
aumentando hasta ser igualados con el resto de los índices a partir del tercer año post
incendio.
A partir del tercer año post incendio los índices funcionales se estabilizaron como ha
sido constatado en el primer apartado, alcanzando valores similares en todas las
parcelas. Se ha llegado a notar la misma inercia de las tendencias progresivas,
correspondientes a los 3 procesos funcionales del suelo, las cuales finalizan con una
estabilización bajo todos los tratamientos, incluso en las parcelas sin tratamiento.
La misma inercia que han seguido los procesos funcionales durante los tres primeros
años posteriores al incendio, finalizada por una etapa de estabilización, ha sido
interpretada por la homogeneización de las condiciones superficiales del suelo,
percibiendo desde entonces una similitud en las tasas de recubrimiento vegetal bajo
todos los tratamientos, incluso en las parcelas sin tratamiento.
Finalmente, la aplicación del método LFA en la evaluación de los tratamientos de
restauración ensayados dio resultados contingentes con los obtenidos en el primer
capítulo. Lo que afirma el potencial del propio método para ser utilizado en la
evaluación de proyectos de restauración post incendio en el ámbito semiárido del
Mediterráneo.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
78
CAPITULO 3:...........................................................................79
Seguimiento del funcionamiento natural post-incendio y de lacapacidad de autosucesión de un pinar de pino carrascomediterráneo incendiado. Benifallim-Torremanzanas, Alicante.3.1. INTRODUCCIÓN ...................................................................................... 793.2. MATERIALES Y MÉTODOS..................................................................... 823.3. ANÁLISIS ESTADÍSTICO......................................................................... 883.4. RESULTADOS.......................................................................................... 90
3.4.1. Efecto de los diferentes grupos funcionales en los procesos edáficos funcionales y en elrecubrimiento vegetal total tras el paso del incendio por el pinar Mediterráneo ...........................90
3.4.1.1. Efecto de los distintos grupos funcionales del pinar Mediterráneo en los procesos auto-funcionales del pinar incendiado .................................................................................................903.4.1.2. Efecto acumulado de los grupos funcionales del pinar Mediterráneo incendiado en susprocesos auto-funcionales durante los 4 años de seguimiento...................................................943.4.1.3. Efecto de los distintos grupos funcionales del pinar incendiado en el recubrimientovegetal total del ecosistema estudiado .......................................................................................98
3.4.2. Auto dinámica de los procesos edáficos funcionales y del recubrimiento vegetal total delpinar incendiado ...............................................................................................................................99
3.4.2.1. Auto-dinámica de los procesos edáficos funcionales del pinar incendiado....................993.4.2.2 Dinámica (Tendencias) de la autosucesión del recubrimiento vegetal total del pinarincendiado..................................................................................................................................103
3.5. DISCUSIÓN ............................................................................................ 1053.5.1. Efecto de la organización espacial post incendio en los procesos funcionales del pinar .....1063.5.2. Efecto de la organización espacial post incendio en la autosucesión de la vegetación delpinar................................................................................................................................................109
3.6. CONCLUSIONES ................................................................................... 1123.7. REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS.................. ¡ERROR! MARCADOR NODEFINIDO.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
79
CAPITULO 3:
Seguimiento del funcionamiento natural post-incendio y de lacapacidad de autosucesión de un pinar de pino carrascomediterráneo incendiado. Benifallim-Torremanzanas, Alicante.
3.1. Introducción
Un factor crucial que afecta la evolución, el mantenimiento y las pérdidas en los
ecosistemas terrestres es el régimen de perturbaciones naturales y antropogénicas y sus
alteraciones por la actividad humana. La presencia de la perturbación en todos los
ecosistemas, a lo largo de todos los niveles de organización ecológica, su ocurrencia en
un amplio rango de escalas espacial y temporal son los puntos que justifican la
importancia de la perturbación (Jentsch, 2002).
Las actividades humanas han modificado el régimen de perturbaciones por la alteración,
supresión o sobreexplotación de los recursos naturales, introduciendo el fuego en los
usos tradicionales de suelo, causando pérdidas considerables en el ecosistema. El
amplio e histórico uso del fuego ha llegado a moldear los ecosistemas actuales,
considerándose como un factor clave en la dinámica de dichos ecosistemas (Sousa,
1984; Pickett y White, 1985; Glitzenstein et al., 1986, 1995).
Manifestados a través de sus diferentes regímenes, con origen natural o antrópico, los
incendios influyen casi todos los ecosistemas terrestres del planeta. En la literatura
pueden encontrarse muchos ejemplos de su efecto e importancia sobre todo tipo de
formaciones de vegetación natural, en cualquier latitud y continente, excepto en el
antártico.
Muchos de estos ecosistemas están adaptados al fuego e incluso algunos nunca habrían
existido sin su efecto, por ejemplo el Eucalyptus regans requiere las condiciones que
crea el propio incendio para su regeneración y muchas especies del mismo género están
adaptadas a esta perturbación (Attiwil y Leeper, 1987). En las sabanas africanas se
reconoce que el fuego tiene un importante papel ecológico en el desarrollo y
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
80
mantenimiento de la productividad y estabilidad de las comunidades (Trollope,
1984).Consecuentemente, los incendios forestales son un factor ecológico que ha
jugado un papel importante como agente modelador de la composición y tipología de
los ecosistemas terrestres.
Entre los ejemplos más relevantes en Estados Unidos, en relación con el fuego, se
encuentran los bosques de Pinus ponderosa y los de Pinus palustres, donde el fuego es,
indudablemente, el elemento más influyente en la regeneración de Pinus palustres, pues
los incendios proveen a la semilla de esta especie un lecho mineral para germinar
(Komarek, 1974). De acuerdo con diversos autores, el fuego también es importante en
los bosques boreales (norteamericanos y asiáticos), como los de picea, donde la lenta
descomposición de la materia orgánica y reciclaje de nutrientes, a causa de las bajas
temperaturas en estas latitudes, se ven agilizados por el fuego (Daubenmire, 1982).
Spurr. y Barnes (1980) puntualizan que, en todo el mundo, la dominancia de los
bosques de Pinus y Quercus, sobre todo, se debe principalmente al fuego. En Europa las
comunidades de matorral, los brezales en Francia y los tomillares en España, necesitan
periódicamente el fuego para su funcionamiento natural (Wright y Bailey, 1982).
El conocimiento de los efectos de esta perturbación en el funcionamiento y la dinámica
del ecosistema es un soporte fundamental sobre el que se pueden elegir las herramientas
apropiadas, y aplicarlas en las escalas espaciales y temporales idóneas para favorecer la
recuperación de la auto-dinámica del sistema incendiado y lograr su equilibrio
funcional. La dinámica de los bosques, medio y largo plazo, depende de las
interacciones entre los atributos de las especies de vegetación, los gradientes
ambientales y los regímenes de la perturbación (Pausas, 1999).
La regeneración post incendio de la vegetación en los ecosistemas mediterráneos ha
sido objeto de numerosos estudios, particularmente en el chaparral californiano (Hanes,
1971; Keeley y Zedler, 1978; Keeley y Keeley, 1981; Moreno y Oechel, 1994), el
Fynbos en Sudáfrica (Van Wilgen, 1982; Richardson y Van Wilgen, 1992), el Malee en
Australia (Specht, 1981a, 1981b), o la maquia, garriga y otras formaciones de matorral
bajo (brezales, jarales) en la cuenca mediterránea (Arianoutsou, 1984; Mazzoleni y
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
81
Pizzolongo, 1990; Trabaud, 1994; Clemente et al., 1996; Abad et al., 1997; Ferran,
1996; Faraco, 1998; Quintana, 1999).
Aunque los ecosistemas mediterráneos se caracterizan por la alta recurrencia de los
incendios forestales y las sequías estivales, suelen ser resilientes a la perturbación del
fuego (Hanes, 1977; Trabaud, 1987; Pausas, 1999). Como muchos de estos ecosistemas
mediterráneos, el pinar está generalmente considerado como un bosque de alta
resiliencia al fuego. Sin embargo, se ha demostrado que el incremento en la recurrencia
y frecuencia de los incendios en el Mediterráneo ha podido disminuir esta capacidad de
resiliencia propia de dichos ecosistemas terrestres (Díaz-Delgado et al., 2002).
La heterogeneidad espacial del suelo es un factor que influye mucho en la distribución,
estructura y funcionamiento de las comunidades vegetales tras el paso del incendio. Se
ha observado después del incendio una distribución espacial de plantas en forma de
bosquetes o manchas que podían estar relacionados con los pinos quemados. En el
mismo estudio se concluyó que el pinar promueve islas de recursos que persisten tras el
incendio y determinan la recuperación y el restablecimiento de la vegetación (Bautista y
Vallejo, 2002).
Además, existe una importante interacción entre la distribución espacial de la
vegetación, la heterogeneidad espacial de las propiedades edáficas del ecosistema y la
dinámica de los flujos de agua, infiltración y sedimentos en los ambientes semiáridos
degradados del Mediterráneo (Maestre et al., 2003). Por otra parte, en los últimos años,
se ha puesto de manifiesto la importancia del patrón de distribución espacial de la
vegetación y de su papel en el funcionamiento de los ecosistemas terrestres del
Mediterráneo (Maestre, 2002), y en los bosques tropicales (Tongway y Hindley, 2000).
Además, muchos autores elaboraron modelos genéricos para el estudio del
funcionamiento de ecosistemas tras las perturbaciones, basados sobre propiedades
edafológicas de los ecosistemas (Pausas, 2003a; Ludwig, 2002; Holm, 2002; Mouillot,
2000), y entre ellos Tongway y Hindley (1995) quienes crearon el modelo Landscape
Functional Analysis (LFA) para los ecosistemas tropicales degradados y rehabilitados.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
82
El modelo LFA se basa en el concepto de las islas de fertilidad y del patrón de
distribución espacial de la vegetación. Por ello, en este estudio se aplicó dicha
metodología con la finalidad de evaluar el estado funcional natural post incendio de un
ecosistema mediterráneo semiárido, cuyas condiciones biofísicas son muy
desfavorables; dadas las condiciones limitantes de disponibilidad de agua, las
condiciones edáficas post incendio y las lluvias torrenciales del otoño posteriores a la
estación estival del incendio. La conjunción de estos factores, junto a la baja capacidad
de regeneración de la vegetación mediterránea, nos lleva a preguntar: ¿las condiciones
creadas por el propio incendio de baja-media intensidad son permisibles para la
autosucesión natural del pinar hacia su estado inicial, o con las mismas condiciones
concluyentes se presenta un estado de degradación nocivo que supera el umbral
irreversible del ecosistema, impidiendo a su vez la auto-recuperación del pinar
incendiado?
Así, la hipótesis auto-sucesional, del presente capitulo, establece que un pinar del
semiárido mediterráneo, donde las condiciones físicas son muy limitantes, afectado por
un incendio de baja-media intensidad, podrá responder naturalmente mostrando una
autosucesión funcional descrita para este tipo de ecosistemas altamente resilientes
(Lloret, 1998). La autosucesión se refleja en la mejora de las tasas de recubrimiento
vegetal y las propiedades biofísicas del suelo (tasas de estabilidad, infiltración y
reciclaje de nutrientes), gracias a la gama de grupos funcionales que los engloba, a la
distribución espacial de la vegetación y la heterogeneidad espacial del suelo, además de
las condiciones edáficas creadas por el propio incendio.
3.2. Materiales y métodos
El análisis del funcionamiento de un ecosistema rehabilitado es la interconexión entre el
sistema biológico y el físico. Así, la evaluación del papel funcional de la vegetación y
del suelo y sus trayectorias durante un periodo dado definirá el estado funcional de
dicho ecosistema (Tongway y Hindley, 2003). A su vez, el seguimiento del
funcionamiento del sistema edáfico y su trayectoria en cuanto a los índices de
estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes de un área rehabilitada, probará el
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
83
potencial de los ecosistemas mediterráneos en la recuperación de su dinámica funcional
inicial después del paso de la perturbación del fuego.
El método LFA fue destinado a la evaluación de los proyectos de rehabilitación de los
sitios de explotación minera en Australia. Además, fue calibrado en los mismos terrenos
en los estudios de Holm et al (2002) y Ludwig et al (2003), y también se aplicó en otros
estudios en Irán, en el estudio de Ata Rezaei et al (2006), en España en los estudios de
Maestre y Cortina (2002) y de Mayor (2008) del sureste ibérico. A pesar de las diversas
metodologías de evaluación e índices de análisis del suelo y de la vegetación que fueron
elaborados, tal y como la evaluación de ecosistemas usando el agrupamiento de reptiles
como bioindicador (Thompson et al., 2008), el índice de resiliencia del suelo tras las
perturbaciones (Orwin y Wardle, 2004), la evaluación de pastizales y su restauración
después del pastoreo en Argentina (Kunst et al; 2006). El índice de seguimiento de la
salud de ecosistemas semiáridos en Australia (Ludwig et al., 2007), y los indicadores
ecológicos para la evaluación y el seguimiento de los terrenos mineros rehabilitados
(Ludwig et al., 2003). Los indicadores de calidad de los terrenos agrícolas, respecto a su
potencial de rendimiento, considerando el tipo de clima, suelo y tipo de cultivo
(Bindraban et al., 2000). No obstante, se puede considerar el modelo LFA como el más
completo para la evaluación del funcionamiento de ecosistemas degradados o
rehabilitados, debido a que incorpora los procesos funcionales de la vegetación y del
suelo, y la integración entre ambas componentes del ecosistema terrestre. La misma
opinión, sobre la utilidad y gran potencial de dicho modelo, así como su sencillez de
evaluación a la hora de aplicarlo, la compartieron otros investigadores a través de sus
estudios (Maestre y Cortina, 2002; Mayor, 2008). A través dela experiencia de su uso se
confirma la idoneidad de esta metodología en la evaluación del funcionamiento del
pinar mediterráneo incendiado en la zona de Torremanzanas – Alicante, en el sureste de
España.
En la zona de estudio, incendiada en noviembre de 2002, se realizaron por primera vez
transectos de vegetación en 2004, en las tres laderas (Ladera 1, Ladera 2 y Ladera 3);
aplicando tres transectos de vegetación por ladera. En el mismo año se optó por realizar
otros muestreos en zonas no incendiadas que se utilizaron como control. Se realizaron
tres transectos por cada zona control no incendiada, y contigua a la ladera incendiada.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
84
En el propio método, los transectos de vegetación son de 50m de longitud y empiezan
desde aguas arriba de la ladera siguiendo la máxima pendiente. A largo de cada
transecto se evalúa el recubrimiento vegetal, en el que se delimitan las distintas formas
de vida existentes en el ecosistema, dando a continuación su recubrimiento (%)
proporcional a la superficie cruzada por el propio transecto. Antes de empezar a aplicar
los transectos de vegetación, se determinaron los diferentes patches y fetches del
ecosistema estudiado, presentando las distintas zonas de fuente o sumidero de los flujos
de agua y nutrientes del mismo ecosistema. Las zonas desnudas y llanas o bombeadas
convexas que no forman ningún obstáculo a dicho flujo se consideran como zonas
fuente. Sin embargo, el resto de las formaciones vegetales presentadas en los distintos
grupos funcionales de la zona de estudio, junto a las vaguadas del terreno (zonas
cóncavas) o de los tocones de los árboles quemados, la necromasa de Ulex parviflorus
en pie, los troncos y ramas de los árboles quemados y caídos (LOG) forman lo que se
denominan islas de fertilidad (Maestre, 2002) o zonas sumidero, que son las zonas de
acopio de dicho flujo de agua y nutrientes.
Justo después de la realización de cada transecto de vegetación, se ponderaron los
atributos de la superficie del suelo bajo cada tipo funcional, en cada transecto de
vegetación realizado, con el objetivo de determinar los índices de funcionamiento bajo
cada tipo funcional del ecosistema incendiado. Dentro de las zonas de fertilidad
existentes en el pinar quemado, se pudieron apreciar los distintos grupos funcionales
existentes, evaluando los atributos superficiales del suelo en 6 réplicas, ponderando los
10 indicadores explicados en el apartado 2, que tras las combinaciones entre estas en el
modelo LFA se facilitaron los tres índices de funcionamiento del pinar incendiado:
Índice de estabilidad, índice de infiltración e índice de reciclaje de nutrientes.
Si queremos precisar la diferencia entre las formas de vida y los grupos funcionales
podemos decir que las formas de vida son las diferentes formas de vegetación que
constituyen la estructura de una comunidad vegetal. Sin embargo, los Grupos
Funcionales son los tipos funcionales de la vegetación cuando se trata de resaltar el
papel de estos en el funcionamiento del ecosistema. En esta memoria se decidió seguir
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
85
las características estructurales (tamaño, pautas de ramificación, el porte de la especie) a
fin de determinar los diferentes tipos biológicos.
A partir de los criterios fisionómicos y fisiológicos de los estratos de vegetación, o
llamados tipos biológicos de la comunidad vegetal del pinar de pino carrasco
mediterráneo, se determinó la clasificación siguiente, regida principalmente a las
normas de filogenia:
Estrato Arbóreo: todos los tipos de árboles: frondosas y coníferas, caducifolias y
perennifolios.
Estrato Arbustivo: los arbustos fijadores de N y no fijadores de N.
Estrato Sub-arbustivo: especies con porte sub-arbustivo.
Estrato Herbáceo: son las hierbas con porte bajo: C3, C4.
Estrato Herbáceo Perenne: son las especies de caméfitos perennifolios.
Estrato Mixto: se tuvo en consideración, además de los atributos estructurales de cada
tipo funcional, las posibles agrupaciones entre las diferentes formas de vida,
refiriéndose, en este caso, al grupo más complejo en tamaño, originando el estrato de
vegetación con la estructura más grande.
En el presente estudio se ha utilizado la clasificación de las formas de vida
anteriormente citadas, ya que determina grupos funcionales estrictos con un papel
similar en los procesos de retención de los flujos de agua y nutrientes en el suelo,
además de construir la base metodológica adoptada en este estudio: Landscape
Functional Analisis (LFA).
Después de un rastreo de las tres laderas del pinar incendiado y tras el diagnóstico
descriptivo de los estratos de vegetación post incendio, se determinaron los siguientes
grupos funcionales:
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
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- ESTRATO VEGETAL MIXTO (MIXT): Se presentan en los agrupamientos vegetales
del estrato arbóreo (TREE) y del arbustivo (Juniperus oxicedrus, Ulex parviflorus,
Quercus ilex) y/o el estrato subarbustivo (Erica multiflora, Cistus albidus o
- ESTRATO VEGETAL ARBÓREO (TREE): Pinus halepensis Mill. Sp.
- Estrato vegetal arbustivo (SUB-SHRUB): (Juniperus oxicedrus, Ulex parviflorus o
Quercus ilex)
- ESTRATO VEGETAL SUBARBUSTIVO (SUB SHRUB): Erica multiflora, Cistus
albidus
-ESTRATO VEGETAL HERBÁCEO PERENNE (PG) (PERENNIAL GRASS):
Brachypodium retusum
- NECROMASA EN PIE (SDB) (STANDING DIED BIOMASS): Generalmente se trata
de la especie Ulex parviflorus
- LOG: Los troncos y ramas del pino incendiado caídos sobre suelo.
Junto a estos grupos funcionales, que presentan las zonas sumidero del ecosistema
estudiado, hemos de evaluar los índices de funcionamiento en las zonas fuente
materializadas en el Suelo desnudo, desprovisto de vegetación dentro del área de pinar
incendiado.
En la realización de los transectos de recubrimiento vegetal se consideraron estos
grupos funcionales, midiendo la longitud y anchura del patch vegetal y determinando el
tipo de grupo funcional, basándose en el estrato vegetal dominante. De esta manera se
determinó el recubrimiento (%) correspondiente a cada grupo funcional y la proporción
de suelo desnudo en cada transecto.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
87
Figura 3.1. Esquema explicativo de la realización de un transecto de ESTRUCTURA
PATCH/INTERPATCH y la manera por la cual se mide la longitud y anchura del patch y del
espacio interpach. Fuente: LFA methodology manual (Tongway y Hindley, 2003).
Figura 3.2. Esquema explicativo sobre la medida de longitud y anchura de un patch vegetal.
También se mide la longitud interpatch para estimar la superficie exacta cubierta por la
vegetación, con el objetivo de determinar el RECUBRIMEINTO VEGETAL a partir de la
realización de un transecto vegetal. Fuente: LFA methodology manual (Tongway y Hindley, 2003).
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
88
Figura 3.3. Esquema explicativo de distintas formas del SUMIDERO formándose a partir de: un
circulo de plantas arbustivas (a), una banda de manchas arbustivas conectadas entre sí por la
hojarasca (b), o un tronco vegetal caído sobre el suelo (c), y sus dimensiones en longitud y altura
junto a las del espacio FUENTE Inter.patch. Fuente: LFA methodology manual (Tongway y
Hindley, 2003).
3.3. Análisis Estadístico
Como se ha explicado anteriormente, el presente estudio consiste en determinar los
índices de funcionamiento del ecosistema incendiado en función del grupo funcional,
considerando los distintos índices de funcionamiento como variables dependientes del
factor grupo funcional compuesto por 7 niveles: Estrato vegetal MIXTO, estrato
ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-ARBUSTIVO, HERBÁCEO PERENNE (PG),
NECROMASA EN PIE (SDB)y LOG. Para ello se recurrió a analizar estadísticamente
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
89
las diferencias entre los valores promedios de dichos índices de funcionamiento, en
función del grupo funcional, a lo largo del tiempo de seguimiento (cuatro muestreos:
2005, 2006, 2007 y 2008, además del muestreo en las laderas no incendiadas en 2004
como control).
Con el fin de interpretar de manera fiable los datos recopilados en campo, se intentaron
aplicar varias formas del análisis estadístico de la varianza, empezando desde lo más
simple hasta lo más complejo. Se aplicó el análisis de comparación entre medias
utilizando un ANOVA de un factor, que es en este caso el factor independiente grupo
funcional para las variables dependientes: Índice de estabilidad, índice de infiltración e
índice de reciclado por separado y en cada muestreo. Es decir para los años2005, 2006,
2007 y 2008, incluso para las mismas variables del muestreo control realizado en 2004.
En este primer análisis, solamente se considera el efecto del tipo del grupo funcional
en cada índice de funcionamiento del ecosistema incendiado durante un muestreo
determinado.
Con la finalidad de confirmar los resultados obtenidos en este último análisis
estadístico, se utilizó también el análisis de la varianza univariante del modelo lineal
generalizado, aplicado en cada muestreo y para cada variable dependiente por separado
(índice de estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes), y en función de cada
grupo funcional. En este tipo de análisis se requiere ver el efecto del tipo del grupo
funcional (la variable independiente con 7 niveles) en el índice de funcionamiento que
es la variable dependiente.
En tercer lugar, se aplicó el análisis conjunto de la varianza de medidas repetidas
unifactorial del modelo lineal general a lo largo del periodo de seguimiento, establecido
en los 4 muestreos, con la idea de ver el efecto del tipo del grupo funcional y el efecto
acumulado del tiempo en la variable índice de funcionamiento: Índice de estabilidad,
infiltración y reciclado de nutrientes, por separado.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
90
3.4. Resultados
3.4.1. Efecto de los diferentes grupos funcionales en los procesos edáficosfuncionales y en el recubrimiento vegetal total tras el paso del incendio porel pinar mediterráneo
Se analiza el efecto de los grupos funcionales que componen el pinar de pino carrasco
incendiado en la auto-recuperación de los 3 procesos funcionales del suelo, además de
la auto-recuperación de la cubierta vegetal sin la intervención humana.
3.4.1.1. Efecto de los distintos grupos funcionales del pinar mediterráneo enlos procesos auto-funcionales del pinar incendiado
Tras el paso del incendio por el pinar de Torremanzanas en 2002, la estructura espacial
del terreno resultante y las condiciones ambientales que prosiguieron el incendio,
hicieron que se formase naturalmente un cortejo florístico que presenta los distintos
grupos funcionales del ecosistema incendiado. Los tocones de los pinos quemados y las
vaguadas del terreno se consideran el micrositio ideal para la germinación de semillas
del propio pino de Alepo, dando regeneraciones naturales y el lugar adecuado para el
establecimiento de las especies pioneras, además del lugar de rebrote de las especies con
dicho atributo de reproducción asexual.
Por consiguiente, en el muestreo vegetal realizado en 2005 ya se empezaron a encontrar
regeneraciones naturales de Pinus halepensis Miller, coscojas rebrotadas tras el fuego,
Juniperus oxycedrus L subsp. Oxycedrus y una presencia abundante de Erica multiflora
L, Cistus albidusL. y de la especies herbáceas bajas y caméfitos: Thymus vulgaris L
subsp. vulgaris, Osyris quadripartita Salzm, Anthyllis cytisoides L subsp. Anthyllis,
Buplerum rotundifolium, Bromus Rubens, Chamaerops humilis, Chenopodium
ambrosioides, Asparagus officinalis L., Teucrium thymifolium schreb.
Los transectos de vegetación realizados a partir del segundo año después del incendio y
a lo largo de 4 años consecutivos, junto a los cuadros de vegetación, se repitieron
también en las laderas no quemadas (Control). Las campañas de campo dieron como
resultado los datos reflejados posteriormente en los tres índices de funcionamiento del
pinar incendiado, y presentados a continuación en las gráficas de la figura 3.4.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
91
En el primer muestreo de 2005, se remarcó que los índices de funcionamiento más altos
son los correspondientes a los grupos funcionales: ESTRATO VEGETAL MIXTO,
ESTARTO ARBÓREO, seguidos por los índices correspondientes al ESTRATO
VEGETAL ARBUSTIVO, ESTRATO SUBARBUSTIVO y el ESTRATO
HERBÁCEO PERENNE, respectivamente. Los índices de funcionamiento más bajos
son de los grupos funcionales: NECROMASA EN PIE, LOG y SUELO DESNUDO.
En este primer muestreo, se notó que el índice de estabilidad del grupo funcional
VEGETACIÓN HERBÁCEA PERENNE salió de este orden marcando el valor más
alto en comparación con el resto de los índices de estabilidad incluidos en los grupos
funcionales restantes. El análisis estadístico mostró la existencia de diferencias
significativas entre los índices de estabilidad bajo los diferentes grupos funcionales (F=
17,543; p < 0,005). El efecto de los grupos funcionales también ha sido significativo en
el registro de los índices de infiltración (F= 7,234; p= 0,001) y de reciclado de
nutrientes (F=10,579; p<0,005) del mismo muestreo (2005).
En verano de2006, se registraron índices de funcionamiento, a partir de la evaluación
superficial del suelo en el pinar cuatro años después del incendio, significativamente
diferentes y seguían el mismo orden registrado en 2005, lo que muestra el efecto del
tipo del grupo funcional en la determinación de los índices de funcionamiento del pinar
incendiado (estadístico F y significación p mostrados en la tabla3.1.
En verano de2007, la ponderación de los atributos superficiales del suelo en el pinar
mediterráneo, cinco años después del incendio, dio unos índices de funcionamiento
significativamente distintos entre todos los grupos funcionales, aunque los índices
correspondientes a los grupos funcionales: ARBUSTIVO y SUBARBUSTIVO se
acercaron a los valores que mantenían la cabecera en el orden marcado durante los dos
anteriores muestreos. Los índices de funcionamiento más bajos se corresponden con los
grupos funcionales: NECROMASA EN PIE, “LOG” y SUELO DESNUDO.
Los resultados del análisis estadístico de comparación entre medias, ANOVA de un
factor realizado para cada índice en cada muestreo, se especifican en la tabla.3.1.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
92
Variable Muestreo Efectos inter-grupos funcionales
Índice de estabilidad
2005 F= 17,543
P= 0,000
2006 F= 11,314
P= 0,000
2007 F= 9,009
P= 0,000
2008 F= 15,917
P= 0,000
2004 Control F= 37,696
P= 0,000
Índice de infiltración
2005 F= 7,234
P= 0,001
2006 F= 5,369
P= 0,003
2007 F= 14,267
P= 0,000
2008 F= 37,535
P= 0,000
2004 Control F= 681,166
P= 0,000
Índice de reciclado
de nutrientes
2005 F= 10,579
P= 0,000
2006 F= 43,969
P= 0,000
2007 F= 18,128
P= 0,000
2008 F= 21,252
P= 0,000
2004 Control F= 613,472
P= 0,000
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
93
Tabla 3.1. Estadísticos F y Significación p del análisis estadístico de la varianza de un factorrealizado con SPSS. 14.0.
Muestreo 2005 Muestreo 2006 Muestreo 2007 Muestreo 2008 Muestreo control.
Figura 3.4. Índices de funcionamiento del pinar incendiado (%), según los grupos funcionales (7
tipos) de cada muestreo: 2005, 2006, 2007 y 2008. Los índices de referencia son los correspondientes
al muestreo 2004 del pinar no incendiado. Los índices de funcionamiento del ecosistema:
Estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes presentados gráficamente son los valores
promedios de las tres laderas de muestreo (n=3).
En agosto de 2008, podemos constatar la recuperación de dicha inercia registrada en los
dos primeros muestreos y casi en el tercero, con el efecto significativo inter. Grupo
funcional, teniendo el efecto positivo de los grupos funcionales: ESTRATO
VEGETAL MIXTO, ARBÓREO, seguidos por los índices correspondientes al
ESTRATO VEGETAL ARBUSTIVO, SUB. ARBUSTIVO y HERBÁCEO PERENNE,
respectivamente. Por otra parte, se notó un ascenso de los índices de funcionamiento
correspondientes a los grupos funcionales NECROMASA EN PIE, LOG y SUELO
DESNUDO, lo que supuso que dicha inercia se suavizara.
Analizando las gráficas que ilustran los índices de funcionamiento bajo los diferentes
grupos funcionales del pinar no incendiado (control), registrados en julio de 2004, se
Grupos funcionales
BSMIXT
TREESHRUB
SUB SHRUB PGSDB
LOG
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stab
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0
20
40
60
80
100
Grupos funcionales
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Grupos funcionales
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Grupos Funcionales
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40
60
80
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
94
puede ver claramente, que los valores de los índices de estabilidad, infiltración y de
reciclado de nutrientes correspondientes a los grupos funcionales: NECROMASA EN
PIE, LOG y “SUELO DESNUDO, se acercarían más a los valores de los grupos
funcionales: ESTRATO MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUBARBUSTIVO y
HERBÁCEO PERENNE. Lo que implica que en el pinar testigo no había una clara
inercia. No obstante el efecto inter. Grupo funcional fue estadísticamente significativo
en la determinación de los tres índices de funcionamiento (ver tabla.3.1).
3.4.1.2. Efecto acumulado de los grupos funcionales del pinar mediterráneoincendiado en sus procesos auto-funcionales durante los 4 años deseguimiento
El principal fin del seguimiento de los atributos superficiales del suelo, usando los 10
indicadores del método Análisis Funcional de Ecosistemas (LFA), es ver cómo se
recupera un pinar del Mediterráneo tras ser incendiado por un fuego forestal de baja a
media intensidad. Bajo el mismo propósito se propuso realizar dichos muestreos de
evaluación de las propiedades superficiales del suelo incendiado cada verano, y durante
4 años de seguimiento. Los índices de funcionamiento resultantes, y correspondientes a
cada muestreo anual, son indicios del funcionamiento natural del sistema incendiado sin
haber recibido ninguna intervención de restauración post incendio. Esto significa que
los índices de funcionamiento del ecosistema perturbado por el incendio presentan su
capacidad natural de auto-rehabilitación.
Es necesario determinar el efecto de los distintos grupos funcionales y el efecto del
tiempo sobre los tres índices de funcionamiento del pinar incendiado:
3.4.1.2.1. Índice de estabilidad
Desde la figura 3.5 se ve claramente que los índices de estabilidad más elevados
corresponden a los grupos funcionales: MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-
ARBUSTIVO, y HERBÁCEO PERENNE, respectivamente. Sin embargo, los índices
más bajos corresponden al: SUELO DESNUDO, NECROMASA EN PIE y LOG. Este
orden se mantiene en los cuatro muestreos realizados, salvo en el primer muestreo
(2005) donde el ESTRATO SUB-ARBUSTIVO registra un índice de estabilidad bajo.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
95
Los índices de estabilidad medidos, en el pinar no incendiado (2004), presentan índices
elevados bajo todos los grupos funcionales excepto el ESTRATO SUB-ARBUSTIVO.
El análisis estadístico ANOVA de medidas repetidas unifactorial, realizado sobre los
índices de estabilidad del pinar incendiado a lo largo de los 4 muestreos, indica que
hubo un efecto significativo inter. Grupo del tipo de grupo funcional (F=27,400; p=
0,000), lo que significa que hubieron diferencias significativas entre los índices de
estabilidad correspondientes a los distintos grupos funcionales de cada muestreo.
Hubo un efecto significativo intra. Grupo funcional del tiempo (F= 8,515; p= 0,001).
Lo que implica que tuvo diferencias significativas entre los índices de estabilidad de
cada grupo funcional por separado a lo largo de los 4 muestreos realizados. Además, la
interacción: tiempo*grupo tuvo un efecto significativo (F= 2,954; p= 0,001).
Figura. 3. 5. Índices de estabilidad bajo cada grupo funcional del pinar incendiado, y a lo largo de 4
años de muestreo (2005, 2006, 2007, 2008). A la derecha; los índices de estabilidad para cada grupo
funcional en el pinar control (no incendiado) en 2004.
3.4.1.2.2. Índice de infiltración
En cuanto al índice de infiltración de agua de lluvia en el suelo, se obtuvieron valores
más elevados bajo los grupos funcionales: MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-
ARBUSTIVO Y HERBÁCEO PERENNE, mientras se registraron los valores más
Muestreo control julio 04
% E
stab
ilida
d
0
20
40
60
80
100Suelo desnudoAgrupamiento vegetal mixtoPinoVegetación arbustivaVegetación sub arbustivaVegetación herbacea perenneNecromasa en pieLog
Muestreos
Feb 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
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20
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80
100
BSMIXTTREESHRUBSUB SHRUBPGSDBLOG
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
96
bajos en el SUELO DESNUDO, NECROMASA EN PIE y LOG. En el muestreo
control correspondiente al pinar no incendiado se midieron los mismos índices de
infiltración para todas las clases salvo para los estratos: MIXTO y ARBÓREO que
marcaron los valores más elevados.
El análisis estadístico ANOVA de medidas repetidas, para observar el efecto del factor
grupo funcional en la variable cuantitativa: índice de infiltración a lo largo de los 4
muestreos realizados, muestra también la existencia de diferencias significativas entre
los índices de infiltración correspondientes a los distintos grupos funcionales,
validando, a su vez, los resultados obtenidos en el análisis simple de comparación entre
medias ANOVA de un factor mostrado anteriormente. Además, se han analizado las
diferencias significativas entre los índices de infiltración registrados para cada grupo
funcional por separado y a lo largo de los 4 muestreos, evidenciando el efecto positivo
del grupo funcional (F=46,325; p=0,000), del tiempo (F=9,806; p=0,000) y de la
interacción grupo*tiempo (F=2,027; p=0,022) en la variable índice de infiltración.
Figura 3.6. Índices de infiltración bajo cada grupo funcional del pinar incendiado, y a lo largo de 4
años de muestreo (2005, 2006, 2007, 2008). A la derecha se muestran los índices de infiltración para
cada grupo funcional en el pinar control (no incendiado) en 2004.
Muestreos
Feb 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
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70Suelo desnudoAgrupamiento vegetal mixtoPinoVegetación arbustivaVegetación sub arbustivaVegetación herbacea perenneNecromasa en pieLog
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
97
3.4.1.2.3. Índice de reciclado de nutrientes
También se obtuvieron los índices de reciclado de nutrientes más altos en los grupos
funcionales: MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-ARBUSTIVO Y HERBÁCEO
PERENNE mientras los valores más bajos en el SUELO DESNUDO, NECROMASA
EN PIE y LOG; a lo largo de los cuatro muestreos realizados (2005-2008). En cuanto a
este índice de reciclado de nutrientes en el pinar no incendiado, se observó casi la
misma inercia registrada en los muestreos del pinar incendiado, excepto en el
ESTRATO SUB-ARBUSTIVO donde aparece un índice igualado a los de SUELO
DESNUDO, NECROMASA EN PIE y LOG.
Del mismo modo, el análisis de la varianza de medidas repetidas realizado para
demostrar el efecto del factor tipo de grupo funcional y del factor tiempo sobre los
índices de reciclado de nutrientes a lo largo de 4 muestreos, muestra que el grupo
funcional tuvo un efecto positivo (F=47,137; p=0,000), el factor tiempo también tuvo
este efecto (F=34,882; p=0,000) y la interacción grupo*tiempo(F=2,363; p=0,007)
tuvo el efecto positivo en la variable cuantitativa índice de reciclado de nutrientes.
Figura 3.7. Índices de reciclado de nutrientes bajo
cada grupo funcional del pinar incendiado, y a lo largo de 4 años de muestreo (2005, 2006, 2007,
2008). A la derecha, los índices de reciclado de nutrientes para cada grupo funcional en el pinar
control (no incendiado) en 2004.
Muestreos
Feb 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
% R
ecic
lado
de
nutri
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0
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100
BSMIXTTREESHRUBSUB SHRUBPGSDBLOG
Muestreo control 04
Indi
ce d
e re
cicl
ado
de n
utrie
ntes
(%)
0
20
40
60
80Suelo desnudoAgrupamiento vegetal mixtoPinoVegetación arbustivaVegetación sub arbustivaVegetación herbacea perenneNecromasa en pieLog
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
98
3.4.1.3. Efecto de los distintos grupos funcionales del pinar incendiado en elrecubrimiento vegetal total del ecosistema estudiado
BSMixtTSSSPGSDBLOG
Recubrimiento 2005 Recubrimiento 2006 Recubrimiento 2007 Recubrimiento 2008 Recubrimiento control.
Figura 3. 8. Las distintas proporciones del recubrimiento vegetal correspondiente a cada grupo
funcional del pinar incendiado a lo largo de los muestreos realizados (2005, 2006, 2007 y 2008), y al
muestreo control (2004) del pinar no incendiado.
A lo largo de los 4 años de muestreo han ido evolucionando las proporciones
correspondientes a los recubrimientos categóricos, es decir los recubrimientos de cada
grupo funcional del pinar incendiado. Se ha observado que mientras disminuye la
proporción de SUELO DESNUDO, NECROMASA EN PIE (Standing Dead Biomass),
HERBÁCEAS PERENNES y LOG a lo largo del tiempo de seguimiento, aumenta la
proporción del estrato MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, y SUB-ARBUSTIVO.
En el último muestreo de 2008, se obtuvieron proporciones de recubrimiento categórico
similares a las correspondientes del control (pinar no quemado). En este último
muestreo las fracciones de recubrimiento (%), por estrato de vegetación, llegaron a
estabilizarse, dando la dominancia al estrato MIXTO, seguido por ARBUSTIVO, y
% suelo desnudo% agrupamiento vegetal mixto% setrato arboreo% Estrato arbustivo% Estrato sub arbustivo% estrato perenne herbacea.% necromasa en pie% LOG
3 años tras el incendio. 4 años tras el incendio. 5 años tras el incendio. 6 años tras el incendio. El pinar no incendiado (control).
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
99
luego por el estrato SUB-ARBUSTIVO, LOG, SUELO DESNUDO y finalmente
HERBÁCEO PERENNE.
En el muestreo control se obtuvieron casi las mismos porcentajes de recubrimiento por
estrato de vegetación salvo que el estrato HERBÁCEO no fue tan dominante,
concluyendo el siguiente orden de abundancia y dominancia: MIXTO, SUB-
HERBÁCEO, LOG, HERBÁCEO, NECROMASA EN PIE, y por último
HERBÁCEAS PERENNES. Además, hay que añadir que el grupo funcional
NECROMASA EN PIE (SDB) se ha perdido a lo largo de los muestreos del pinar
incendiado debido a que se ha incluido en otros grupos funcionales, principalmente el
estrato MIXTO, HERBÁCEO, SUB-HERBÁCEO y hasta HERBÁCEO PERENNE.
3.4.2. Autodinámica de los procesos edáficos funcionales y del recubrimientovegetal total del pinar incendiado
En esta etapa del estudio se analiza, la dinámica de las 2 componentes estudiadas: el
suelo y la vegetación tras el incendio.
3.4.2.1. Autodinámica de los procesos edáficos funcionales del pinarincendiado
La autodinámica edáfica natural del pinar incendiado se evalúa mediante el estudio de
las tendencias de los 3 índices de funcionamiento del ecosistema:
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
100
3.4.2.1.1. Tendencias de los índices de funcionamiento por gruposfuncionalesAquí se presentan los 3 índices de funcionamiento del ecosistema bajo cada uno de los 8
grupos funcionales constituyentes del pinar estudiado.
Indice de EstabilidadIndice de InfiltraciónIndice de Reciclado de nutrientes
Figura 3.9. Dinámica de crecimiento de los índices de funcionamiento (%) correspondientes a cada
grupo funcional del pinar incendiado, a lo largo del periodo de seguimiento (2005 -2008).
En la figura.3.9, que ilustra la evolución de los índices de funcionamiento bajo los
diferentes estratos de vegetación y en el SUELO DESNUDO del pinar incendiado, a lo
largo de los 4 años de seguimiento y evaluación, podemos percibir la evolución
creciente de los índices de estabilidad e infiltración en todos los grupos funcionales del
sistema y en el SUELO DESNUDO. Sin embargo, aparece una forma evolutiva
"Suelo desnudo"
Muestreos
Feb 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
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lo.
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"Estrato Mixto"
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"Pino"
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o de
l sue
lo (%
)
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55
60
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70
75
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85 "Estrato herbaceo"
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lo (%
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70
75
80
"Estrato Sub Herbaceo"
Muestreos
Feb 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
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"herbaceas perrenes".
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"Necromasa en pie"
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"LOG"
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Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
101
decreciente del índice de reciclado de nutrientes bajo todas las categorías estudiadas
(grupos funcionales).
3.4.2.1.1.1. Autodinámica del proceso funcional de la estabilidad edáficadel pinar incendiado
En cuanto a la autodinámica funcional del proceso de estabilidad del suelo, frente a la
erosión hídrica del pinar tras el paso del incendio, se puede ver claramente desde la
gráfica.3.10 cómo va creciendo el índice de estabilidad bajo los distintos grupos
funcionales en los distintos años, llegando a alcanzar valores similares a los del control
(pinar no incendiado). Como se ha reflejado más arriba (figura 3.5), los índices de
estabilidad más elevados corresponden a las categorías: Estrato de vegetación MIXTO,
ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-ARBUSTIVO y HERBÁCEO PERENNE, mientras
las categorías: SUELO DESNUDO, NECROMASA EN PIE y LOG han mantenido los
valores más bajos del índice de estabilidad a lo largo del periodo de muestreo. En el
pinar testigo (no incendiado) solo el estrato ARBUSTIVO presentaba el índice más
bajo, mientras el resto de los estratos de vegetación presentaron los índices más
elevados y estadísticamente diferentes (F= 37,696; P= 0,000) (Tabla 3.1).
Figura 3.10. Dinámica funcional del proceso de estabilidad del suelo en el pinar incendiado de
Torremanzanas, durante 4 años de seguimiento.
Muestreos
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% E
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80Suelo desnudoAgrupamiento vegetal mixtoPinoVegetación arbustivaVegetación sub arbustivaVegetación herbacea perenneNecromasa en pieLog
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
102
3.4.2.1.1.2. Autodinámica del proceso de infiltración de agua en el suelodel pinar incendiado
La autodinámica funcional del proceso de infiltración, bajo los diferentes grupos
funcionales del pinar incendiado a lo largo de los 4 años de evaluación (figura.3.11),
mostró un comportamiento evolutivo creciente de los estratos de vegetación superiores:
MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-ARBUSTIVO y HERBÁCEO PERENNE.
Sin embargo, el índice funcional de infiltración en el SUELO DESNUDO,
NECROMASA EN PIE y TRONCOS CAÍDOS (LOG) se mantuvieron casi estables
durante el tiempo de monitoreo. Aunque en el pinar control solo se pudo registrar los
valores más altos de este índice en los estratos MIXTO y ARBÓREO, mientras el resto
de los grupos tuvieron los valores más bajos. También el análisis estadístico mostró la
existencia de diferencias significativas entre los índices correspondientes a los grupos
funcionales estudiados en el pinar testigo (F= 681,166; P= 0,000) (Tabla.3.1).
Figura 3.11. Dinámica funcional del proceso de infiltración de agua en el suelo del pinar incendiado
de Torremanzanas, durante 4 años de seguimiento.
3.4.2.1.1.3. Autodinámica del proceso funcional de reciclado de nutrientesen el suelo del pinar incendiado
Muestreos
Feb 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
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75 Indice de infiltración en los distintos grupos funcionales del pinar no incendiado en 2004.
Muestreo control 04
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68Suelo desnudoAgrupamiento vegetal mixtoPinoVegetación arbustivaVegetación sub arbustivaVegetación herbacea perenneNecromasa en pieLog
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
103
En la gráfica.3.12, se resaltan las dos categorías de los “GRUPOS FUNCIONALES”,
según el índice de reciclado de nutrientes registrado, dando los índices más elevados a
los grupos funcionales: MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-ARBUSTIVO y
HERBÁCEO PERENNE, y los índices más bajos al SUELO DESNUDO,
NECROMASA EN PIE y “LOG”. A partir de 2006 se empezó a registrar una inercia
decreciente de los índices de reciclado bajo todos los grupos funcionales estudiados del
pinar incendiado, aunque en 2007 se empezó a registrar otra subida ligera o
estabilización de dichos índices. Los valores del índice de reciclado de nutrientes,
evaluados en el pinar control, no mostraron similitudes con los valores obtenidos en el
muestreo de 2008. En el control se estimó el índice más elevado al estrato HERBÁCEO
PERENNE, el más bajo al estrato SUB-ARBUSTIVO y LOG y SUELO DESNUDO.
Se obtuvieron índices intermedios para las categorías: grupo funcional ARBUSTIVO,
ARBÓREO y MIXTO. El análisis estadístico de varianza de un factor mostró las
diferencias significativas entre los índices correspondientes a los distintos grupos
funcionales en el pinar control (F= 613,472; P= 0,000) (Tabla 3.1).
Figura 3.12. Dinámica funcional del proceso de reciclado de nutrientes en el suelo del pinar
incendiado de Torremanzanas, durante 4 años de seguimiento.
3.4.2.2. Dinámica (tendencias) de la autosucesión del recubrimiento vegetaltotal del pinar incendiado
Muestreos
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Indice de reciclado de nutrientes bajo los distintos grupos funcionalesdel pinar no incendiado en 2004.
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68Suelo desnudoAgrupamiento vegetal mixtoPinoVegetación arbustivaVegetación sub arbustivaVegetación herbacea perenneNecromasa en pieLog
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
104
En la gráfica 3.13 izquierda, se ilustran los recubrimientos de los distintos estratos de
vegetación, además de la proporción de SUELO DESNUDO, NECROMASA EN PIE y
“LOG” en el pinar incendiado desde 2005 a 2008. La misma evaluación se hizo en el
pinar no incendiado en 2004 (figura. 3.13: derecha), observando la evolución de los
recubrimientos categóricos a lo largo del tiempo de seguimiento, donde se constata que
mientras el SUELO DESNUDO, HERBÁCEAS PERENNES y NECROMASA EN PIE
iban perdiendo dominancia, en el pinar incendiado los estratos MIXTO, ARBUSTIVO
y SUB-ARBUSTIVO iban ganando más peso en el ecosistema alcanzando grados de
dominancia más elevados.
Figura 3.13. Los distintos escenarios del autorecubrimiento vegetal del pinar tras el incendio de
2002.
En la figura 3.14, se reflejan claramente las tendencias de cada recubrimiento categórico
durante los 4 años de muestreo, se llega a ver la tendencia creciente de los estratos
mencionados anteriormente (MIXTO, ARBUSTIVO Y SUB-ARBUSTIVO) y la clara
similitud con los recubrimientos registrados en el pinar CONTROL, donde los
recubrimientos más importantes son los correspondientes a los estratos: MIXTO y SUB-
ARBUSTIVO.
En el último muestreo de recubrimiento en el pinar incendiado (2008), como en el
muestreo CONTROL (pinar no incendiado), se ve que el estrato ARBÓREO no
Recubrimiento (%) en grupos funcionales del pinar durante cuatro años tras el incendio.
Muestreos
Sept 05 Julio 06 Agost 07 Agost 08
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Proporciones (%) en grupos funcionales en el pinar no incendiado en 2004 (control)
Muestreo control Julio 04
% R
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70Suelo desnudoMixtoPinoArbustivoSub arbustivoHerbaceo perenneNecromasa en pieLOG
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
105
presenta recubrimiento debido a que en los dos casos se engloba bajo la categoría del
estrato MIXTO.
Figura 3.14.Autodinámica de la vegetación post incendio del pinar mediterráneo de
Torremanzanas.
3.5. Discusión
A gran escala, se ha estudiado la organización espacial del pinar mediterráneo
incendiado, ponderando dos aspectos: por un lado, la evaluación de los atributos
superficiales del sistema edáfico, mediante la evaluación de las propiedades de la
superficie de suelo y, por otro, la evaluación de la estructura espacial: fuente/sumidero,
mediante los transectos de recubrimiento funcional categórico.
Los índices de funcionamiento: Estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes,
derivados de la evaluación de los atributos superficiales del suelo, se consideran
variables indicadoras de los procesos funcionales ocurrentes en el pinar a lo largo del
tramo de monitoreo.
Evolución del recubrimiento en grupos funcionales del pinardurante cuatro años tras el incendio.
Muestreos
Sept 05 Julio 06 Agost 07 Agost 08
Rec
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100Proporciones (%) en grupos funcionales del pinar no incendiado en 2004 (control).
Muestreo control Julio 04%
Rec
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70% Suelo Desnudo% Mixto% Pino% Arbustivo% Sub arbustivo% Herbaceo perenne% Necromasa en pie% Log
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
106
La consideración de los cambios en la composición de la comunidad vegetal del pinar
mediterráneo incendiado por los diferentes estratos de vegetación constituyentes y las
especies correspondientes nos lleva a analizar el proceso de la sucesión secundaria en
estos ámbitos incendiados.
La evaluación de los dos componentes del ecosistema: suelo y vegetación, a lo largo del
periodo de seguimiento, es una forma de diagnosticar su evolución a lo largo del
proceso de reorganización del pinar tras el paso del incendio, definiendo la trayectoria
funcional total de dicho ecosistema perturbado.
A raíz del análisis de los índices de funcionamiento y de la evolución de la vegetación
por grupo funcional, trataremos de reconstruir el autodinamismo de la comunidad del
pinar incendiado en su conjunto, lo que reconstruye la teoría de la sucesión, de la que
hemos introducido el efecto de los tratamientos de restauración ecológica post incendio
en el capítulo anterior, y de la que hemos desprovisto de su efecto en el presente.
3.5.1. Efecto de la organización espacial post incendio en los procesosfuncionales del pinar
Numerosas investigaciones realizadas en zonas perturbadas, degradadas o abandonadas
han puesto de manifiesto las marcadas diferencias en las propiedades edáficas que se
dan entre las manchas de vegetación y las zonas desnudas circundantes. Así, si se
compara con los espacios desnudos contiguos, el suelo debajo de la vegetación suele
presentar una mejor estructura (Parsons et al., 1992), más materia orgánica (Bochet et
al., 1999), mayor almacenamiento de agua y nutrientes, y mejor infiltración (Joffre y
Rambal, 1993; Cerdá, 1993; Cammeraat y Imeson, 1999), así como un notable
incremento en la actividad microbiológica.
Partiendo de las afirmaciones en los trabajos anteriores, sobre el importante papel de la
heterogeneidad espacial en los ecosistemas mediterráneos terrestres, en lo referente a los
procesos de flujo de agua y nutrientes (Maestre; 2002), la fijación del suelo
proporcionada por cualquier obstáculo (manchas de vegetación, bloques de piedra,
materia vegetal muerta, etc.), viene favorecida por esa estructura heterogénea del
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
107
terreno. Esa misma estructura, con las diferentes zonas de acopio de agua y nutrientes,
suele ser el ámbito adecuado donde las tasas de infiltración de agua son óptimas para la
instalación de las especies pioneras tras la perturbación. Las zonas sumidero reúnen
también las condiciones adecuadas para la descomposición orgánica mediante la flora
microbiológica del suelo.
Ludwig y David (1995) afirmaron que la distribución espacial de fuentes y sumideros,
en los ecosistemas del semiárido mediterráneo, constituyen una forma de albergar filtros
de recursos dispersos por el sistema estudiado, debido a que las diferentes formas de
fuentes actúan como filtros de los recursos de agua y nutrientes liberados desde los
claros (fuentes). Cammeraat e Imeson (1998) estudiaron los patrones de evolución del
sistema suelo-vegetación después del incendio, donde observaron que en los patches de
Plantago albicans se infiltraba más agua que en el suelo desnudo. Además, se ha notado
una acumulación de sedimentos en estos patches, mientras las superficies del suelo
desnudo eran como zonas de flujo de agua y sedimentos. En el mismo estudio, se ha
observado el importante papel de estos micrositios en el restablecimiento de la
vegetación tras el fuego.
El tamaño, el número y la dinámica de estas manchas de vegetación juegan un papel
muy importante en los flujos de materia y energía del ecosistema (Halvorson et al.,
1991). A su vez, la formación, mantenimiento de la estabilidad y dinámica de las islas
de recursos depende de las características previas en cuanto a los flujos de agua y
nutrientes y del banco de semillas del ecosistema estudiado. Estos micrositios fértiles
denominados como islas de recursos incrementan la productividad y diversidad de los
ecosistemas semiáridos (West, 1989). Existe una relación entre el tamaño de estos
patches de vegetación en el ecosistema y el grado de concentración del agua y los
nutrientes, dando más conectividad cuando se encuentran gran número de patches
pequeños espaciados por claros también pequeños, y la estructura espacial inversa lleva
a una conectividad menor cuando se trata de patches grandes y poco numerosos
intercalados por espacios desnudos muy grandes (Ludwig et al., 2000).
El papel funcional de la heterogeneidad espacial del pinar incendiado ha sido probado
en muchos estudios anteriores (Trabaud et al., 1985; Tilman, 1988, 1994; Schlesinger y
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
108
Pilmanis, 1998). Incluso se llegó a contemplar que la distribución espacial post
incendio, manchas de vegetación / claros desnudos dentro del pinar, es más elevada y
más heterogénea que en el pinar no incendiado (Saracino y Leone, 1993; Tsitsoni, 1997;
Eshel et al., 2000). Por tanto, las tasas de germinación natural de Pinus halepensis
dieron crecimientos más elevados bajo los sujetos de pino quemados que en las áreas
desnudas (Ne’eman y Izhaki, 1998; Bautista, 1999; Bellot et al., 2000). Esta variación
en la estructura espacial de fuentes/sumideros entre el pinar no incendiado y el pinar
incendiado, además de los crecimientos y germinaciones naturales más elevados en el
pinar incendiado, corrobora los resultados del presente estudio, llegando a tener índices
de funcionamiento similares a los del pinar control en tan solo 4 años, contados desde el
tercer año post incendio.
Las mejoras detectadas en los índices de funcionamiento del suelo, a lo largo de los 4
años de seguimiento, refleja la capacidad que tiene el pinar mediterráneo para responder
naturalmente al paso del incendio de baja a media intensidad, empleando los atributos
propios de la sucesión secundaria para recuperar la estabilidad frente a los agentes de
degradación, mejorando el proceso de infiltración de agua en el suelo, y realzando de
nuevo la capacidad de descomposición de la materia orgánica en el suelo después de la
caída de esta actividad remarcada en la fase de reorganización del sistema perturbado,
justo después del incendio, debido a la volatilización de los nutrientes, principalmente
del nitrógeno, considerado como el principal elemento para el restablecimiento de la
vegetación (Vélez Muñoz, 2000).
Además, hay que constatar que los estratos de vegetación más efectivos a la hora de
presentar los índices de funcionamiento más altos: el estrato vegetal MIXTO,
ARBÓREO, seguidos por los índices correspondientes al estrato vegetal ARBUSTIVO,
SUB. ARBUSTIVO y HERBÁCEO PERENNE, dictan el autofuncionamiento del pinar
incendiado, contribuyendo mayoritariamente en su autorecuperación funcional más que
el resto de los grupos funcionales: NECROMASA EN PIE, LOG y SUELO
DESNUDO. El agrupamiento vegetal MIXTO, que combina los diferentes estratos de
la vegetación, es el más funcional a la hora de promover los procesos de estabilidad,
infiltración y reciclado de nutrientes.
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
109
3.5.2. Efecto de la organización espacial post incendio en la autosucesión dela vegetación del pinar
Se pretende comprender el proceso de sucesión secundaria tras el paso del incendio
forestal por el pinar mediterráneo y la recuperación de su dinámica funcional. La
determinación de las tendencias dinámicas de la vegetación se hace, en fitosociología,
sobre la base de diversos tipos de evidencias. Las más conocidas suelen proceder de los
estudios de carácter sincrónico, en un mismo territorio. Tras observar un número
considerable de parcelas, donde hay distintos tipos de vegetación, se agrupan las que
haya en condiciones ambientales parecidas de microclima y suelo, esencialmente, y en
las que se supone que la vegetación de equilibrio o clímax será la misma. El método
sincrónico se utiliza mucho en el estudio de la dinámica y desarrollo de la vegetación
después de los incendios, empleando cronosecuencias, basadas en las parcelas
quemadas en años diferentes, espaciados por intervalos. Se estudia comparativamente la
vegetación de dichas parcelas, admitiendo en principio que representan distintos
momentos de una misma sucesión abstracta.
Aunque dicho método sincrónico presenta ciertas debilidades, inconvenientes a la hora
de monitorear la vegetación, se considera el más aplicado por los fitosociólogos, a causa
de la limitación temporal que presenta la otra forma de estudiar la vegetación y que es el
método diacrónico, que permite el seguimiento de la respuesta de la vegetación en la
misma parcela, aunque es, casi siempre, inviable para analizar sucesiones completas,
dada la larga duración de las sucesiones en comunidades vegetales terrestres. Este
método diacrónico presenta también otras dificultades de planificación y financiación de
la investigación a medio y largo plazo, ya que incluso en un periodo de 10 a 20 años,
quedaría incompleto en relación a la duración media de las sucesiones terrestres. Ello no
excluye que se utilice en algunos casos, como en el estudio de la sucesión en campos
abandonados durante 60 años (Bonet, 2004), el estudio de la vegetación 30 años
postincendio en el sur de Francia (Capitanio y Carcaillet, 2008), 15 años de seguimiento
de la vegetación tras el paso del fuego, la tala y el desbroce (Calvo et al., 2002).
En el presente estudio de auto-dinamismo del pinar mediterráneo quemado se ha optado
por una manera integrada, tratando de aprovechar las primeras etapas de sucesión, ya
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
110
concluidas en varios estudios realizados tras el paso del incendio en estos ámbitos, y
empezar el seguimiento de la comunidad vegetal al final de este punto, y durante los 4
años posteriores de seguimiento. En el siguiente capítulo se tratará de utilizar
herramientas de modelización para obtener las pautas que rigen bajo el proceso de la
sucesión de la vegetación prediciendo las etapas futuras de la trayectoria sucesional.
Los estudios clásicos de sucesión secundaria, tras el paso del incendio son muy pocos y
la mayoría se han aplicado a los dos o tres primeros años de regeneración después del
paso de la perturbación. Lo incipiente en el presente estudio es empezar a seguir la
sucesión a partir del tercer año después del fuego, ya que se conoce con claridad la
dinámica de la vegetación en los tres primeros años de sucesión.
En los momentos iniciales después del incendio empiezan a recuperarse las especies
dotadas de mecanismos de resistencia al fuego, así como las plantas herbáceas -muy
frugales- que se ven favorecidas por el momentáneo aumento de la fertilidad y por la
ausencia de especies competidoras. Posteriormente, se inicia la regeneración de las
especies previamente existentes que van desplazando a las especies oportunistas,
dominantes en el momento inicial.
El éxito en la recuperación de las diferentes especies vegetales afectadas por el incendio
depende, por un lado, de la adaptación de éstas al fuego - este hecho favorece el
desarrollo de estas especies llamadas pirófitas- y de las condiciones ambientales
posteriores al incendio: fertilidad, disponibilidad de agua, iluminación, oscilaciones
térmicas, existentes naturalmente o creadas por el propio incendio.
El estudio realizado por Bautista y Vallejo (2002) en un pinar mediterráneo dela sierra
Cortina de Alicante, indica que este tipo de ecosistemas promueve el patrón de islas de
recursos que persiste después del paso del incendio, determinando la recuperación de la
vegetación post incendio. Se ha demostrado, en el mismo estudio, que los tocones de los
pinos quemados eran el sitio adecuado para la formación de manchas de vegetación
gracias a los nutrientes que albergan, reafirmándose en el presente estudio tras la
apreciación de que dichos tocones eran el sitio de restablecimiento de las especies del
pinar por regeneración natural, brotes de las coscojas, además del reclutamiento de las
especies pioneras como Erica multiflora y Brachypodium retusum. A lo largo del
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
111
periodo de monitoreo se ha remarcado que estas áreas sumidero fueron el sitio de
concentración de las manchas de vegetación más dominantes y más grandes en cuanto
al tamaño de todo el pinar.
No solamente los safe sites o lo que se denomina las islas de fertilidad juegan un
importante papel en la distribución espacial de la vegetación tras el fuego, ya que la
vegetación existente también contribuye en esta distribución teniendo la capacidad de
alterar las condiciones ambientales en sus alrededores y modificar los flujos de recursos
y energía dentro de los ecosistemas. Por ello, estudiar los diferentes grupos
funcionales, establecidos tras el paso del incendio, tendría un efecto positivo sobre las
propiedades del suelo. Moldea la estructura vertical de la vegetación, modificando a su
vez la manera de interceptar las lluvias, aprovechando mejor los recursos hídricos y los
flujos de nutrientes en la superficie del suelo. Junto con esta mejora en las condiciones
edáficas, la vegetación también es capaz de mejorar las condiciones microclimáticas
respecto a los espacios desnudos, disminuyendo la radiación incidente, la temperatura
del suelo y la demanda evaporativa (Breshears et al., 1998).
Los estratos de vegetación: mixto, arbustivo y sub-arbustivo iban ganando cada año más
terreno, marcando recubrimientos dominantes, mientras los grupos funcionales: el suelo
desnudo, herbáceas perennes y necromasa en pie iban perdiendo dominancia en el pinar
incendiado. Los estratos dominantes del pinar incendiado dictan el patrón espacial del
resto de grupos funcionales componentes de la comunidad vegetal estudiada, y llegan a
definir la trayectoria hacia la vegetación clímax. Específicamente, Erica multiflora,
Juniperus oxicedrus, Quercus coccifera y Brachypodium retusum son las especies más
dominantes durante los 7 primeros años después del incendio. Por lo tanto, los estratos
de vegetación correspondientes a dichas especies son los más abundantes en el sistema,
no obstante el estrato mixto es la forma de vida más dominante y funcional en
comparación con el resto de formas de vida.
El proceso natural de sucesión secundaria, en este tipo de sistemas mediterráneos,
presenta el motor principal de la mejora en los procesos funcionales del suelo. La
evolución positiva de los recubrimientos categóricos (por grupo funcional) de un año a
otro hasta conseguir proporciones similares a los recubrimientos categóricos
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
112
correspondientes al CONTROL (Pinar no quemado) es un indicio claro de la capacidad
de resiliencia y recuperación de estos ecosistemas naturales.
3.6. Conclusiones
El fuego provoca una alteración grave en la sucesión y organización en las comunidades
vegetales, y cambios en la distribución y densidad de las especies vegetales que ha
obedecido a la intensidad del fuego, a las condiciones que han causado el fuego y a las
condiciones climáticas tras el fuego.
En un gradiente de autosucesión secundaria, tras el paso del incendio, los diferentes
grupos funcionales del pinar mediterráneo presentaron mejoras progresivas en los
índices de funcionamiento, a partir del tercer año y a lo largo de 4 años de seguimiento.
Los tres índices de funcionamiento: estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes
obtuvieron valores más elevados según la complejidad de los estratos de vegetación:
MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-ARBUSTIVO y HERBÁCEO PERENNE,
mientras los índices más bajos se relacionaron con el SUELO DESNUDO,
NECROMASA EN PIE y LOG (troncos caídos).
La autodinámica de los procesos edáficos funcionales del pinar incendiado se mostró en
tendencias crecientes en cuanto a los índices de funcionamiento total y categórico, de
estabilidad e infiltración, y en una tendencia decreciente en cuanto al índice de reciclado
total o categórico.
Se han ido aumentando las tasas de recubrimiento vegetal por estrato a lo largo del
periodo de evaluación, alcanzando en el cuarto año, contado a partir del tercer año post
incendio, las proporciones de recubrimiento similares al pinar no incendiado, probando
la hipótesis autosucesional del pinar incendiado.
Los dos estratos de vegetación dominantes, 7 años después del fuego, fueron el estrato
MIXTO seguido por el estrato SUB-ARBUSTIVO, presentados, respectivamente, en el
Capitulo 3: Respuesta funcional natural del pinar incendiado sin la aplicación delos tratamientos de rehabilitación a escala de vertiente.
113
estrato más complejo en cuanto a la diversidad vertical, incluyendo todos los estratos de
vegetación y a la especie subarbustiva Erica multiflora, la especie más dominante en el
pinar incendiado.
Los índices contrastados y utilizados para la evaluación del estado funcional del pinar
incendiado evidencian la evolución de los procesos funcionales edáficos totales o
categóricos y de los recubrimientos totales o por estrato de vegetación a partir del tercer
año post incendio y durante 4 años consecutivos, y corroboran la capacidad de
resiliencia de los pinares mediterráneos y su capacidad de autorecuperación tras el paso
de la perturbación.
El funcionamiento del suelo, bajo los principales grupos funcionales del pinar
incendiado, y el seguimiento de la dinámica de la vegetación, además del monitoreo del
patrón de la distribución espacial de manchas de vegetación y claros, fueron las
variables indicadoras de evaluación de la capacidad de resiliencia del pinar incendiado,
y del ritmo de su autofuncionamiento hacia los valores de referencia (CONTROL).
La comprensión del papel de la distribución espacial fuente/sumidero del pinar
mediterráneo incendiado tendría importantes implicaciones en la ordenación y gestión
de dichos ecosistemas para su rehabilitación tras el paso de la perturbación del incendio.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
114
CAPITULO 4:.........................................................................114
Trayectoria funcional natural de un pinar carrascomediterráneo incendiado. Dinámica funcional edáfica ysucesión de la vegetación. Benifallim, Torremanzanas. Alicante.4.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 1154.2. DISEÑO EXPERIMENTAL Y METODOLOGÍAS DE ANÁLISIS ............ 1194.3. RESULTADOS........................................................................................ 121
4.3.1. Variables de funcionamiento del pinar durante la sucesión secundaria post incendio .......1224.3.1.1. Trayectoria de estabilidad funcional del suelo frente a los agentes erosivos..............1224.3.1.2. Trayectoria del proceso funcional de la infiltración del agua en el suelo .....................1264.3.1.3. Trayectoria del proceso funcional de reciclado de nutrientes en el suelo....................130
4.3.2. Pautas de crecimiento de la vegetación durante la sucesión secundaria tras el incendio ...1354.3.2.1. Trayectoria del área vegetal del pinar incendiado........................................................1354.3.2.2. Trayectoria del recubrimiento vegetal de los distintos grupos funcionales del pinarincendiado..................................................................................................................................142
4.3.3. Dinámica espacio temporal del patrón de Patch/Inter-patch en la distribución de lavegetación del pinar post incendio.................................................................................................148
4.5. DISCUSIÓN ............................................................................................ 1564.5.1. Pautas de los indicadores bióticos y abióticos de funcionamiento del suelo a lo largo de lasucesión del pinar tras el paso del incendio ...................................................................................157
4.5.1.1. Estabilidad funcional del suelo tras el paso del fuego ..................................................1584.5.1.2. Proceso funcional de infiltración de agua de la lluvia en el suelo tras el incendio .......1594.5.1.3. Proceso funcional de reciclado de nutrientes pasado el incendio forestal...................159
4.5.2. Pauta espacio-temporal de la sucesión secundaria del pinar posterior al incendio forestal1614.5.2.1. El papel fundamental de la especie clave en la composición de la vegetación durante lasucesión secundaria ...................................................................................................................1654.5.2.2. El papel del patrón: tesela/claro en la distribución espacio-temporal de la vegetacióndurante la sucesión segundaría .................................................................................................1664.5.2.3. La perturbación del incendio como factor legado ........................................................171
4.6. CONCLUSIONES ................................................................................... 1764.7. REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS.................. ¡ERROR! MARCADOR NODEFINIDO.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
115
CAPITULO 4:
Trayectoria funcional natural de un pinar de pino carrascomediterráneo incendiado. Dinámica funcional edáfica y sucesión dela vegetación. Benifallim, Torremanzanas. Alicante.
4.1. Introducción
De las dos vertientes del estudio ecológico de la vegetación, descriptiva y funcional, es
la segunda la más necesitada de revisión, siendo los estudios descriptivos los más
abundantes: estudios fitosociológicos, mapas de distribución de la vegetación y hasta
estudios del gradiente altitudinal de los estratos de la vegetación en el Mediterráneo
(Regino y Pugnaire De Iraola, 2001). Sin embargo, los estudios sobre el funcionamiento
de los ecosistemas mediterráneos son escasos, y además no llegaron a elaborar
esquemas, monografías de síntesis o modelos estándar de los procesos de funcionalidad
de la vegetación en la cuenca mediterránea. La mayor parte de estos estudios han sido
elaborados en otras áreas mediterráneas de otros continentes (Australia, California,
Chile, y Sudáfrica), cuya lista florística, regímenes de perturbación e historia de manejo
humano son muy diferentes a las presentes en la cuenca mediterránea.
Generalmente, el planteamiento de estudiar la funcionalidad de un ecosistema suele
venir determinado para conocer si sus procesos dinámicos están en equilibrio, o para
diagnosticar el estado de dinamismo de un ecosistema que ha sido perturbado, o más
bien para evaluar dicho estado funcional en un ecosistema que ha sido restaurado.
Además, este tipo de estudios es imprescindible para el manejo sostenible de
ecosistemas, debido a su gran utilidad en materia de gestión, análisis y ejecución de
medidas sostenibles sobre el bosque mediterráneo.
El estudio del funcionamiento de la vegetación mediterránea es muy amplio al abarcar
aspectos fisiológico, ecológico y evolutivo de la vegetación, considerando distintos
niveles de organización: individuo, población, comunidad y la totalidad del ecosistema,
además de los tres grandes condicionantes del funcionamiento de la vegetación: agua,
luz y nutrientes, en las que interactúan de forma compleja los factores bióticos y
abióticos de la zona objeto de estudio.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
116
El fuego puede ser un factor crucial para la persistencia de muchos ecosistemas, como
la sabana africana, el fynbos sudafricano o el kwongan australiano, y no pueden
mantenerse sin la presencia periódica del incendio (Bond y van Wilgen, 1996), lo que
explica ciertas características estructurales y morfológicas en las plantas, tales como la
corteza gruesa y suberosa y lignotubérculo en ciertas especies forestales, así como la vía
de reproducción presentada en la capacidad de rebrotar y la estimulación de la
germinación por el calor producido por el incendio (James, 1984; Keeley, 1991; Bell et
al., 1993; Keeley y Bond, 1997). Esta vitalidad del incendio forestal en los ecosistemas
mediterráneos, y la capacidad de adaptación que estos desarrollaron, explican la
persistencia de las poblaciones forestales en la cuenca del Mediterráneo tras los
regímenes repetidos del fuego y las sequías registradas en la misma escala temporal.
La capacidad de regeneración, tras el incendio, de los pinares de pino carrasco y la
capacidad de rebrotar de las coscojas, parecen ser características típicas de las
comunidades vegetales mediterráneas, lo que hace que estas sean altamente resilientes a
la recurrencia del fuego, al menos desde el Pleistoceno, y forma parte de los factores
vitales de su mantenimiento en su área de distribución natural o naturalizada del
Mediterráneo (Naveh, 1975; Bell et al., 1984; Keeley, 1986; Cowling, 1987). En los
ecosistemas del chaparral californiano se mostró la pre-adaptación de la vegetación y su
resiliencia a la perturbación del fuego tras la repetida observación de la respuesta precoz
de la vegetación post incendio (Trabaud y Lepart, 1981; Moravec, 1990; Trabaud, 1994;
Götzenberger et al., 2003).
Como indica Terradas (2001), se ha denominado resiliencia a la capacidad (elasticidad)
y la velocidad (tiempo) de recuperación del ecosistema después del paso de la
perturbación, y esta resiliencia es directamente proporcional a la velocidad con que
alguna medida funcional del estado del ecosistema vuelve a un nivel igual al de antes de
la perturbación (estado inicial del ecosistema). A raíz de esta definición veremos la gran
importancia de determinar las variables indicadoras del funcionamiento del ecosistema
y disponer del valor de referencia encada variable, con el fin de situar el estado
funcional del ecosistema perturbado en función del estado inicial.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
117
Últimamente, en los estudios de seguimiento de ecosistemas terrestres naturales se han
utilizado varios indicadores y modelos ecológicos (Dumanski y Pieri, 2000). A modo de
ejemplo citamos los indicadores de la calidad de tierras (LQIs: Landscape Quality
IndicatorS) que sirven para evaluar el impacto humano y analizar los cambios
correspondientes ocurridos en los recursos de las tierras, tratándose de sistemas
agrarios, bosques, o áreas de restauración y conservación forestal (Dumanski, 2000;
Weinstoerffer y Girardin, 2000). Pieri et al. (1995) definen estos indicadores como los
indicios del uso de las tierras para la agricultura, la producción forestal o bien para la
conservación y la restauración ecológica. Además, cabe añadir que el uso de indicadores
empezó a ser pertinente e innovador a la hora de evaluar y analizar la complejidad de
los procesos funcionales de los ecosistemas perturbados. Bouma (2002), utilizó otra vez
dichos indicadores de calidad de suelos a fin de comparar entre 7 tipos de suelos
tropicales. En algunos trabajos (Doran, 2001; Doran y Jones, 1996) se definieron como
indicadores de salud de los suelos, utilizando 4 propiedades físicas, 4 químicas y 3
indicadores biológicos para evaluar la calidad de estos suelos. La mayoría de estos
indicadores de calidad de suelos han sido enfocados hacia la ordenación sostenible de
las tierras agrícolas (Karlen et al., 1997; Gómez et al., 1996). Chaer et al. (2009)
propusieron otros índices de calidad para la evaluación de bosques no perturbados de
confieras del noroeste de Oregón, donde utilizaron indicadores de actividad enzimática
(phosfatasa, b-glucosidasa, lactosa, N-acetyl-glucosaminidasa, proteasa y la ureasa), y
otras propiedades biológicas y químicas del suelo como: la mineralización del
nitrógeno, la respiración del suelo, biomasa microbiológica y el contenido de carbono
en el suelo, y el contenido del nitrógeno total en el suelo. Otros investigadores optaron
por los índices de calidad de suelos para la evaluación de pastizales restaurados
(Herrick, 2000; Herrick y Wander, 1998; Herrick y whitford, 1995).
En el presente estudio de caso se optó por los índices del Análisis Funcional del
Ecosistema (LFA: Landscape Functional Analysis) elaborados por Tongway y Hindley
(1995). Dichos indicadores sirven para evaluar ecosistemas naturales perturbados, o
bien restaurados, además de evaluar la eficiencia de las propias acciones de
restauración. En este apartado del estudio de seguimiento se pusieron en uso los índices
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
118
LFA como indicadores de la capacidad de recuperación del pinar perturbado,
refiriéndose al pinar no perturbado como testigo de comparación. Los mismos índices
LFA servirán también para explicar las pautas de recuperación natural del
funcionamiento del pinar después del paso del incendio, tras someterlos a una
modelización en el tiempo mediante herramientas y métodos empíricos con el fin de
predecir el comportamiento futuro de los procesos funcionales edáficos de dicho
ecosistema estudiado.
Arbitrariamente, el proceso de seguimiento de la trayectoria funcional del pinar
incendiado se compone de otras variables e indicios de recuperación del sistema
perturbado. La primera medida funcional y descriptiva es el recubrimiento vegetal que
se considera uno de los principales indicios de recuperación de un ecosistema
incendiado. Por ello, la evaluación de dicho componente principal del ecosistema es un
factor clave a la hora de determinar el estado funcional después del paso del incendio.
Por consiguiente, el seguimiento del área vegetal o de las tasas de recubrimiento
vegetal, total o categórico, nos indica la respuesta funcional natural del pinar a la
perturbación del incendio forestal.
Evidentemente, el otro componente que debemos tener como medida funcional para
evaluar la auto-dinámica funcional del pinar mediterráneo incendiado es el suelo,
soporte de dicha vegetación incendiada, donde ocurre la interacción de los procesos
funcionales de: estabilidad del suelo tras la precipitación, la infiltración del agua de
lluvia en el suelo y, por último, el reciclado y descomposición de la materia orgánica.
El estado funcional del pinar ha sido evaluado mediante los índices de funcionamiento
del suelo bajo las distintas formas de vida que incluye dicho pinar incendiado. Por otro
lado, se ha llevado a cabo el seguimiento de los recubrimientos vegetales totales y
categóricos (por grupo funcional). El proceso de evaluación de las variables
indicadoras de funcionamiento edáfico y de dinámica de la vegetación del pinar
incendiado duró 4 años de seguimiento. Sería de gran interés determinar la trayectoria
tendencial o evolutiva de las mismas variables estudiadas, aplicando las herramientas
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
119
necesarias y adecuadas para su análisis y modelización con el fin de comprender el
comportamiento de auto-dinámica sucesional y funcional del pinar mediterráneo.
Se parte de una hipótesis sobre la posibilidad de predecir la respuesta natural de la
dinámica funcional futura del pinar incendiado mediante los índices de funcionamiento
del método LFA, anteriormente evaluados, indicios de evaluación del funcionamiento
del suelo y de la sucesión de la vegetación, obteniendo la tendencia a lo largo de los
cuatro años de seguimiento hacia el escenario final de las mismas variables ponderadas
en las respectivas zonas control. A este proceso de auto-recuperación del pinar
incendiado se le denomina auto-sucesión en los ecosistemas mediterráneos (Hanes,
1971; Naveh, 1990; Trabaud, 1990, 1998, 2002; Tárrega y Luis-Calabuig, 1987; Vera
de la Fuente, 1994; Badia et al.,1995), describiendo este proceso como la forma
compensatoria de auto-recuperación funcional a medio plazo del pinar, auto-regulando
los niveles funcionales después del paso de la perturbación y la regresión sufrida, y
afirma a su vez la capacidad de resiliencia de estas poblaciones al recuperar el estado
funcional inicial existente antes del paso del incendio.
4.2. Diseño experimental y metodologías de análisis
Generalmente, el estudio de la sucesión ecológica del pinar mediterráneo se realizó
desde la aparición de la fitosociología básica (Braun-Blanquet, 1979), y se abordó desde
entonces en muchos estudios (Díaz-Sierra et al., 2010; Walker et al., 2007; Hobbs et al.,
2007; De Luis et al., 2006; Keeley et al., 2005; Bonet, 2004; Miranda et al.,2004; Calvo
et al., 2002a, Halpern, 1988), donde se adoptaron distintas facetas y formas para
conocerla complejidad de dicho proceso ecológico. Las pautas de establecimiento y
crecimiento diferencial de la vegetación, durante la sucesión secundaria tras el incendio,
también ha sido objeto de muchos trabajos de investigación en el ámbito forestal. Pero,
la mayoría de estos estudios; analizaron la sucesión precoz después del incendio.
En este apartado del trabajo de seguimiento y evaluación, surgió la idea de analizar el
comportamiento natural del pinar incendiado a escala de ladera (sin la aplicación de
tratamientos de restauración ecológica), aplicando la misma metodología de evaluación
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
120
para el análisis funcional de ecosistemas (LFA). Entonces, a diferencia de los estudios
clásicos de la sucesión secundaria que generalmente fueron realizados durante los tres
primeros años posteriores al incendio; como el estudio de Hanes, (1971), Halpern
(1989), Moreno y Oechel (1992), Tomback et al (1993) y Pausas (1999), en el presente
seguimiento se optó por evaluar los indicadores de funcionamiento del pinar incendiado
a partir del tercer año después del incendio.
El comportamiento de la vegetación y de las propiedades superficiales del suelo en el
mismo pinar incendiado se empezó a analizar en noviembre de 2002, durante cuatro
años consecutivos, en los veranos de 2005, 2006, 2007 y 2008, tras la estación de
mayor crecimiento vegetal y de mayor intensidad de procesos funcionales del pinar
objeto de estudio. La evaluación del estado funcional se llevó a cabo por aplicación del
método LFA (Landscape Functional Analysis) considerando la distribución espacial de
la vegetación y las propiedades superficiales del suelo bajo los distintos tipos de estratos
de vegetación y en los claros.
En verano de 2004 se realizó la misma evaluación de las laderas no incendiadas
contiguas a las incendiadas, para tomar los resultados como estado funcional
CONTROL, o más bien un estado final al que se espera que lleguen las laderas
incendiadas en un futuro.
El diseño experimental aprovechó el paso del incendio por las 3 laderas en Benifallim y
Torremanzanas: Ladera 1, Ladera 2 y Ladera 3, donde se instalaron las parcelas
experimentales para ensayar la efectividad de los tratamientos de restauración ecológica
de emergencia, tras la producción del incendio (primer capítulo), y diagnosticar el
comportamiento del pinar incendiado y el funcionamiento del sistema ecológico sin
ninguna intervención humana de gestión o de restauración. Se realizaron en cada una de
las laderas tres transectos de evaluación de la distribución espacial de fuentes y
sumideros en el pinar incendiado, teniendo en cuenta los distintos grupos funcionales
definidos por los diferentes tipos de agrupamientos de los estratos de vegetación y de
las formas de fuentes y sumidero resultantes del efecto del fuego sobre el pinar.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
121
Además, a lo largo de cada transecto, se hizo la evaluación de las propiedades
superficiales del suelo mediante la ponderación de los 10 indicadores comentados en el
apartado anterior, con el propósito de sacar los 3 índices de funcionamiento del suelo:
estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes.
Para el análisis se utilizaron dos paquetes estadísticos: SPSS versión 14.0 y el programa
R Commander, a fin de establecer pautas de tendencia de las variables: área vegetal
(m2) total en las laderas incendiadas, recubrimiento vegetal por grupos funcionales, y
los 3 indicadores de funcionamiento a partir de la evaluación de las propiedades
superficiales del suelo a lo largo de los 4 años de seguimiento y hacia el estado
CONTROL ponderado en las laderas testigo en 2004. Se hicieron análisis de regresión
simple y análisis de series temporales de las variables dependientes: área vegetal (m2),
proporción del recubrimiento vegetal total (%), y los índices de funcionamiento (%):
Estabilidad, Infiltración y reciclado de nutrientes, en función de la variable factor:
grupos funcionales con 8 niveles: MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-
ARBUSTIVO, HERBÁCEO, NECROMASA EN PIE, LOG y SUELO DESNUDO, y a
lo largo de la variable independiente: tiempo (cuatro años de muestreo).
A raíz de dichas trayectorias de las variables de funcionamiento del suelo y de la
sucesión secundaria de la vegetación, se requiere saber si el pinar incendiado está
evolucionando hacia estadios de sucesión funcional progresiva o regresiva del sistema,
o simplemente se está recuperando el estado inicial previo al incendio, como indicador
del restablecimiento de la estructura de la vegetación y del funcionamiento, lo que se
denomina proceso de autosucesión.
4.3. Resultados
La representación gráfica de los datos obtenidos, en los distintos análisis estadísticos,
nos ayudan a entender mejor los procesos. Esta misma situación es adaptable al análisis
de series temporales. Se han considerado las interpretaciones resultantes de las
siguientes gráficas: Gráfico de residuo tipificado del análisis de regresión, Gráfico de
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
122
dispersión de puntos, Gráfico de secuencia (TPLOT), Correlogramas de la Función de
Auto-Correlación (ACF) y de la Función de Auto-Correlación Parcial (PACF).
El método de análisis estadístico y de modelización, utilizados en este apartado, es la
manera de comprender mejor la complejidad que poseen los ecosistemas naturales, ya
que la realización de la serie temporal de las variables indicadoras del funcionamiento
de poblaciones vegetales, requiere un seguimiento de dichas variables para poder
acercarse a una predicción futura con un mayor grado de fiabilidad (Rodríguez Jaume y
Mora Catalá, 2001). La duración exigida en este tipo de modelado predictivo de la
recuperación y restablecimiento funcional del sistema, tras una perturbación como el
incendio forestal, supera la escala temporal humana razonable (Terradas, 2001).
4.3.1. Variables de funcionamiento del pinar durante la sucesión secundariapost incendio
En este apartado se predicen los 3 índices de funcionamiento del pinar carrasco
incendiado durante el proceso de la sucesión secundaria.
4.3.1.1. Trayectoria de estabilidad funcional del suelo frente a los agenteserosivos
Con el propósito de predecir la variable dependiente cuantitativa Índice de estabilidad
(%), a lo largo de la variable independiente escala de tiempo y en función de la variable
independiente (factor) grupos funcionales, se realizó el análisis estadístico de regresión
múltiple, donde se afirmó la existencia de relación entre las dos variables
independientes y la variable dependiente estudiadas, reflejada en el valor de la
significación en la tabla de correlaciones, donde la significación es de 0,022 entre la
variable: Muestreo (tiempo) y el índice de estabilidad (%), lo que significa que esta
última variable está explicada por la variable: Tiempo. En la misma tabla de
correlaciones del análisis de regresión múltiple: índice de estabilidad en función del
tiempo y los grupos funcionales, se muestra que la variable independiente (factor):
grupo funcional también explica la variable dependiente: índice de estabilidad con un
valor de significación de 0,001. En el mismo análisis, se determinaron los coeficientes
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
123
del modelo de regresión múltiple con los cuales se podrá predecir la variable: Índice de
estabilidad a partir de las variables: grupo funcional y tiempo de muestreo:
Índice de estabilidad = 62,667 - 1,454 * Grupo funcional + 1,990 * Muestreo + 1,578.
El gráfico de residuos del análisis de regresión múltiple resalta la variabilidad que existe
entre los índices de estabilidad (%), correspondientes a las diferentes formas de vida del
pinar incendiado, que está indicada en la figura 4.1.
Figura4.1.Gráfico de regresión de residuos tipificado: Índice de estabilidad en función de las
variables: tiempo y grupos funcionales.
A fin de detallar el comportamiento del índice funcional de estabilidad del suelo, bajo
los diferentes grupos funcionales considerados en el pinar y matorral bajo incendiado
de Torremanzanas, se presentan las tendencias categóricas en el gráfico de dispersión
(Figura. 4.2).
Prob acum observada1,00,80,60,40,20,0
Pro
b a
cum
esp
erad
a
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
G ráfico P -P norm al de regresión R esiduo tip ificado
Variab le dependiente: Ind ice Estabilidad
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
124
Figura 4.2. Gráfico de dispersión simple de puntos destacando las tendencias categóricas del índice
de estabilidad (%) correspondiente a cada grupo funcional del pinar incendiado.
La figura 4.2 detalla el proceso de recuperación de la estabilidad del pinar incendiado
frente a la erosión del suelo, y precisa concretamente qué clases de vida contribuyeron a
la reanudación del funcionamiento de estabilidad del ecosistema durante cuatro años, a
partir del tercer año post incendio. Desde la misma gráfica se puede ver que los estratos:
Sub-herbáceo, MIXTO, ARBÓREO y HERBÁCEO tuvieron una tendencia claramente
ascendente a lo largo del periodo de seguimiento. Sin embargo, los grupos funcionales:
HERBÁCEAS PERENNES, NECROMASA EN PIE, LOG y SUELO DESNUDO
siguieron una tendencia del índice de estabilidad que no fue claramente ascendente.
muestreo4321
Indi
ce E
stab
ilida
d
90,00
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
62,55135417
Ajustar línea para totalLOGSDBPGSubShrubshrubTreeMixtBSLOGSDBPGSubShrubshrubTreeMixtBS
grupo funcional
Sq r lineal = 0,018 Sq r lineal = 0,576 Sq r lineal = 0,343 Sq r lineal = 0,158 Sq r lineal = 0,655
Sq r lineal = 1,83E-4 Sq r lineal = 8,57E-4
Sq r lineal = 0,09
Sq r lineal = 0,042
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
125
Figura4.3. Gráfico de secuencia de las series temporales (TPLOT) del índice de estabilidad (%)
(Valores promedios de las tres laderas muestreadas) en el tiempo (cuatro años de seguimiento).
La figura 4.3 establece la tendencia total del índice de estabilidad (%) a lo largo de los
cuatro años de seguimiento, contados a partir del tercer año post incendio de la
población del pinar de Torremanzanas. El análisis de series temporales del índice de
estabilidad permitió definir la dirección de esta proyección futura. En principio, la curva
muestra una tendencia ascendente con un coeficiente de R cuadrado del valor de 0,04.
Este último indica la gran variabilidad existente entre los datos de las categorías bajo los
cuales ha sido ponderado dicho índice, o lo que es lo mismo los valores del índice de
estabilidad (%), correspondientes a los diferentes grupos funcionales que no están muy
ajustados a la tendencia establecida, lo que implica que en el momento de ejecutar la
serie temporal del índice de estabilidad se generó una gran variabilidad en forma de
oscilaciones, como se observa en la gráfica mostrada arriba, entre los valores más altos
del índice y los más bajos, detalladamente interpretados en el capítulo anterior. Los
índices más bajos son los del SUELO DESNUDO (BS), NECROMASA EN PIE
(SDB), y LOG, sin embargo los más altos corresponden al estrato ARBÓREO (T),
muestreo200820082008200820082008200720072007200720072007200620062006200620062006200520052005200520052005
Indi
ce E
stab
ilida
d90,00
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
Sq r lineal = 0,04
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
126
ARBUSTIVO (S), SUB. ARBUSTIVO (SS) y HERBÁCEO PERENNE (PG),
respectivamente.
El modelo ARIMA resultante clasifica el proceso funcional de estabilidad del suelo
como un proceso no estacionario (cíclico) que sigue una tendencia ascendente. Los
correlogramas presentados abajo, en la figura 4.4, muestran que el proceso funcional de
estabilidad del suelo sigue una serie no estacionaria con una tendencia ascendente,
debido a que el primer coeficiente de autocorrelación es alto y positivo y luego tiende a
decaer hasta tener valores más bajos y negativos. Este tipo de decadencia se repite dos
veces en ambos correlogramas, a lo largo de los retardos del modelo de series
temporales.
Figura4.4. Correlogramas de la función de autocorrelación y del correlograma parcial del índice deestabilidad en las series temporales de muestreo.
4.3.1.2. Trayectoria del proceso funcional de infiltración del agua en el suelo
Siguiendo la misma metodología de análisis estadístico y modelado de datos,
anteriormente aplicada con los indicadores de funcionamiento: área vegetal,
recubrimiento vegetal e índice de estabilidad funcional, se prosiguió el análisis del
comportamiento dinámico del proceso de infiltración de agua en el suelo después del
incendio forestal en el pinar de Torremanzanas.
El modelo de regresión múltiple reflejado en el gráfico de residuos tipificados de la
figura 4.5, establece la existencia de correlación proporcional directa entre las dos
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Indice Estabilidad
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F pa
rcia
l
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Indice Estabilidad
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
127
variables explicativas: Grupo funcional y Tiempo de muestreo con la variable
explicada que es el índice de infiltración (%).
Figura4.5. Gráfico de residuos tipificado de la regresión múltiple entre la variable dependiente:índice de infiltración (%) y las variables independientes: grupo funcional y tiempo de muestreo.
El modelo de regresión mantiene el efecto de las dos variables independientes
introducidas en el análisis estadístico, debido a los valores de significación obtenidos en
la tabla de correlaciones, donde la variable tiempo de muestreo explica
significativamente la variable dependiente estudiada (índice de infiltración) con un valor
de significación del orden de 0,010, y la variable factor grupo funcional explica la
misma variable estudiada con el valor de significación de 0,014. La misma tabla de
correlaciones indica que no haya multicolinealidad entre las dos variables
independientes.
Desde la tabla de coeficientes se concluyen los coeficientes del modelo de regresión
múltiple, por el cual se puede predecir la variable del índice de infiltración a partir de
las variables: grupo funcional y tiempo de muestreo:
Prob acum observada1,00,80,60,40,20,0
Prob
acu
m e
sper
ada
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Gráfico P-P normal de regresión Residuo tipificado
Variable dependiente: Indice Infiltración
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
128
Índice de infiltración = 53,645 + 1,697 * Tiempo de muestreo – 0,788 * grupo
funcional + 1,533
Con la finalidad de detallar esta correlación, existente entre las variables independientes
y la variable dependiente: índice de infiltración (%), se elaboró la gráfica de dispersión
ilustrada en la figura 4.6, donde se separó el comportamiento de dicho índice de
funcionamiento por las clases de vida escogidas en el pinar estudiado.
Figura4.6. Gráfico de dispersión del índice de infiltración (%) (Valores promedios) a lo largo de los
cuatro años de seguimiento (muestreo), y según los distintos grupos funcionales del pinar
incendiado.
El gráfico de dispersión de la variable índice de infiltración, en función de los distintos
grupos funcionales y a lo largo del tiempo, resalta de una forma más clara las tendencias
categóricas de cada clase de vida, dentro los cuales el grupo funcional: HERBÁCEAS
muestreo4321
Indi
ce In
filtr
ació
n
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
55,12854167
Sq r lineal = 0,056
LOGSDBPGSubShrubshrubTreeMixtBSLOGSDBPGSubShrubshrubTreeMixtBSAjustar línea para total
grupo funcional
Sq r lineal = 0,069 Sq r lineal = 0,237 Sq r lineal = 0,136 Sq r lineal = 0,462 Sq r lineal = 0,254 Sq r lineal = 0,62
Sq r lineal = 0,096 Sq r lineal = 0,047
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
129
PERENNES, estrato HERBÁCEO, SUB-HERBÁCEO, MIXTO, ARBÓREO y LOG
respectivamente mostraron claras tendencias crecientes. Mientras los grupos
funcionales: NECROMASA EN PIE y SUELO DESNUDO siguieron unas tendencias
decrecientes.
La evaluación de los atributos superficiales del suelo, a lo largo de los cuatro años de
seguimiento, llevó a concluir los índices de infiltración de agua en el suelo que
permitieron construir la serie temporal que se muestra en la figura 4.7.
Figura4.7. Gráfico de secuencia de los valores promedios del índice de infiltración (%) a lo largo delos cuatro años de seguimiento (Muestreos), y línea de ajuste total de dicha serie temporal.
De la misma forma, se ha observado una tendencia creciente del índice de infiltración
de agua en el suelo (%) tras la ejecución de los retardos establecidos en la escala de
tiempo de los muestreos realizados. A pesar que el valor de R cuadrado sea muy distinto
de 1 (≠ 1), lo que explica la gran variabilidad existente entre los valores del índice de
infiltración (%) correspondientes a los distintos grupos funcionales, la línea de ajuste
total muestra claramente una trayectoria ascendente, que supuestamente podría ser
mantenida al menos a corto o medio plazo.
muestreo200820082008200820082008200720072007200720072007200620062006200620062006200520052005200520052005
Indi
ce In
filtr
ació
n
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00Sq r lineal = 0,055
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
130
Analizando la estructura subyacente de la tendencia del índice de infiltración (%), a lo
largo del tiempo de muestreo, constatamos que la trayectoria (Trajectory) es creciente y
claramente mostrada por la línea del ajuste total. Sin embargo, los movimientos
ondulantes que presentan las variaciones cíclicas no han seguido la misma regularidad a
lo largo de todo el muestreo, pero sí que las fluctuaciones estacionales del proceso de
infiltración sí que ha tenido una regularidad dentro de cada muestreo. Esta estructura
ajusta el proceso funcional de la infiltración de agua en el suelo a los modelos no
estacionarios, habitualmente representados por el modelo ARIMA (p, d, q) cuyos
componentes más simples son (0, 1, 0).
Figura4.8. Correlogramas de las funciones de autocorrelación y la parcial del índice de infiltración
(valores medios) en las series del tiempo de muestreo.
En los correlogramas de la función de autocorrelación y de la autocorrelación parcial se
observa el matiz decadente de retardo en retardo desde el primer coeficiente elevado y
positivo hacia coeficientes más bajos, incluso negativos, y el que se repite dos veces en
ambos correlogramas, confirmando a su vez la idoneidad del modelo no estacionario
(cíclico) al proceso funcional de infiltración de agua de lluvia en el suelo.
4.3.1.3. Trayectoria del proceso funcional de reciclado de nutrientes en elsuelo
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Indice Infiltración
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F pa
rcia
l
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Indice Infiltración
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
131
Partiendo del análisis más simple hasta lo más complejo en la evaluación del índice
funcional de reciclaje de nutrientes en el suelo, a lo largo de los cuatro años de
seguimiento realizados en el pinar incendiado, es necesario aplicar el modelo de
regresión múltiple con el fin de determinar cuál de las dos variables independientes:
Tiempo de muestreo y grupo funcional explica la variable dependiente: índice de
reciclado de nutrientes, y cuál es la ecuación del modelo de regresión que nos permita
predecir la variable estudiada.
Tras la ejecución del análisis de regresión múltiple se confirmó que ambas variables
independientes: tiempo de muestreo y grupo funcional explican la variable
dependiente: el índice de reciclado de nutrientes con los siguientes valores de
significación respectivamente: 0,007 y 0,002. La misma tabla de correlaciones muestra
que no haya correlación entre las dos variables independientes.
A partir de la tabla de coeficientes del mismo análisis se obtiene la ecuación del modelo
de regresión múltiple, por lo que es posible predecir la variable: índice de reciclado de
nutrientes basándose en el tiempo de muestreo y los grupos funcionales del pinar
estudiado:
Índice de reciclado = 72,229 – 1,670 * Grupo funcional – 2,929 * Tiempo de muestreo
+ 1,199
El gráfico de regresión múltiple de residuos tipificado resultante queda ilustrado en la
figura 4.9, mostrando una relación lineal directamente proporcional entre las dos
probabilidades acumuladas de la variable estudiada: la observada y la esperada.
El ajuste de los valores del índice de reciclado de nutrientes a la línea de ajuste de la
gráfica de residuos indica la existencia de una variabilidad sobre todo en los casos que
se encuentran en la parte central de la línea. En los dos extremos de la línea de residuos
se remarca menos variabilidad entre los datos y más ajuste a la misma línea.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
132
Figura4.9. Línea de los valores de los residuos presentada por la diferencia entre lasprobabilidades acumuladas esperadas y observadas del índice de reciclado de nutrientes.
Con el propósito de explicar el motivo por el cual se produjo dicha variabilidad entre los
datos, abordamos la explicación del gráfico de dispersión categórica del índice de
reciclado de nutrientes mostrado en la siguiente grafica 4.10.
Prob acum observada1,00,80,60,40,20,0
Prob
acu
m e
sper
ada
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Gráfico P-P normal de regresión Residuo tipificado
Variable dependiente: Indice Reciclado
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
133
Figura4.10. Gráfico de dispersión de puntos reflejando los valores promedios del índice deestabilidad por cada clase funcional, y a lo largo de los cuatro años de muestreo.
La gráfica 4.10 muestra que la relación proporcional, descrita en el modelo de regresión
múltiple, es más bien inversa y no es directa, debido a la línea de ajuste total de todas
las líneas secundarias del índice de reciclado de cada grupo funcional que sigue una
tendencia descendente. La única línea de ajuste categórica del índice de reciclado, que
sigue una tendencia ascendente, es la correspondiente al grupo funcional
HERBÁCEAS PERENNES. Sin embargo, el resto de las tendencias son todas
descendientes. Los valores de r cuadrado respectivos a las trayectorias del índice de
reciclado de cada forma de vida son muy diferentes de 1 (≠ 1), salvo los valores de R
cuadrado de: LOG (0,564), estrato MIXTO (0,443), SUELO DESNUDO (0,43),
NECROMASA EN PIE (0,426) y estrato ARBÓREO (0,306), que presentaron mejor
ajuste de los datos del índice de reciclado a la línea de regresión. El peor ajuste del resto
de los estratos a la línea de regresión explica los casos de gran variabilidad presentada
en la gráfica de residuos indicada en la gráfica 4.9.
muestreo4321
Indi
ce R
ecic
lado
90,00
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
30,00
59,06083333
Ajustar línea para totalLOGSDBPGSubShrubshrubTreeMixtBSLOGSDBPGSubShrubshrubTreeMixtBS
grupo funcional
Sq r lineal = 0,43 Sq r lineal = 0,443 Sq r lineal = 0,306 Sq r lineal = 0,094
Sq r lineal = 0,1 Sq r lineal = 0,022 Sq r lineal = 0,426 Sq r lineal = 0,564
Sq r lineal = 0,063
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
134
Al pasar a un nivel más complejo de análisis y modelización nos lleva a abordar la
elaboración de la serie temporal de la variable índice de reciclado de nutrientes.
Evidentemente, el gráfico de secuencia afirma la relación proporcional inversa que
existe entre la variable Tiempo y el índice de reciclado de nutrientes, teniendo en cuenta
la variable factor: grupo funcional (ver la gráfica 4.11).
Figura4.11.Modelo de series temporales del índice de reciclado de nutrientes (%) (Valorespromedios) a lo largo de la escala temporal.
El proceso de reciclado de nutrientes sigue una tendencia claramente descendiente, con
unas variaciones cíclicas presentadas en forma de las ondulaciones que se mantienen
casi regularmente a lo largo de la curva de TPLOT, además se representan unas
variaciones estacionales que se repiten en el mismo muestreo. Estas tres características
de la serie temporal, del índice de reciclado de nutrientes, hacen clasificar este proceso
dentro de los modelos no estacionarios.
Los procesos no estacionarios suelen ser representados por el modelo ARIMA (p, d, q)
con los componentes (0, d, 0), siendo el más sencillo el representado como ARIMA (0,
1, 0).
muestreo200820082008200820082008200720072007200720072007200620062006200620062006200520052005200520052005
Indi
ce R
ecic
lado
90,00
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
30,00Sq r lineal = 0,075
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
135
En los correlogramas de la función de autocorrelación (ACF) y de la función de
autocorrelación parcial (PACF), mostrados en la gráfica 4.12, se puede distinguir
claramente de retardo a retardo desde el primero, cómo el coeficiente de correlación
decae lentamente a coeficientes posteriores y más bajos incluso negativos, y luego
vuelve a tener un coeficiente elevado y positivo para decaer de nuevo lentamente con
valores de coeficiente de correlación más bajos y negativos. Este proceso ocurre en
ambos correlogramas. A raíz del análisis detallado de las gráficas resultantes del análisis
de series temporales: gráfico de secuencia y los correlogramas, se concluye que en el
proceso funcional de reciclado de nutrientes subyace una estructura no estacionaria
(cíclica) caracterizada por una tendencia decreciente en las series de tiempo a corto
plazo.
Figura4.12. Correlogramas de las funciones de auto-correlación y de la función parcial del índice dereciclado de nutrientes en las series del tiempo de muestreo.
4.3.2. Pautas de crecimiento de la vegetación durante la sucesión secundariatras el incendio
En este punto detallamos los modelos de predicción de la componente vegetal del pinar
incendiado a lo largo del proceso de sucesión secundaria, presentándose en las 2
variables: El área vegetal y las tasas de recubrimiento vegetal.
4.3.2.1. Trayectoria del área vegetal del pinar incendiadoNo es posible comprender la funcionalidad de un sistema ecológico sin profundizar en
su estudio, tampoco lo es sin tratar de analizar los principales componentes
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Indice Reciclado
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F pa
rcia
l
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Indice Reciclado
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
136
constituyentes de dicho ecosistema. Una parte esencial del estudio funcional del
ecosistema, tras el paso de la perturbación, es la vegetación, siendo la expresión más
inmediata y perceptible en el caso de un incendio, indicando, en gran medida, la
sucesión secundaria dentro del mismo y reflejando la evolución progresiva o regresiva
de la totalidad del ecosistema perturbado, dando lugar, a su vez, al desarrollo de los
estadios de sucesión de progresión o degradación del sistema ecológico estudiado.
Figura 4.13. Gráfica de residuos del análisis de regresión simple de la variable área vegetal en
función del tiempo.
Antes de abordar la naturaleza de la tendencia funcional del componente vegetal del
ecosistema pinar incendiado, es imprescindible analizar la correlación, en el caso de
haberla, entre la variable estudiada explicada: área vegetal y la variable tiempo que la
explique. Esta relación se puede comprobar mediante el análisis estadístico de regresión
simple, consistente en predecir la variable dependiente: área vegetal a partir de la
variable independiente tiempo, comprueba también si la variable área vegetal está
Prob acum observada1,00,80,60,40,20,0
Pro
b ac
um e
sper
ada
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Gráfico P-P normal de regresión Residuo tipificado
Variable dependiente: Area Vegetal
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
137
explicada por la variable: tiempo. En la gráfica de residuos, presentada en la figura 4.13,
cuanto más se acercan los puntos a la línea de ajuste el modelo de regresión lineal queda
explicada la variable estudiada.
En los resultados de la regresión simple del área vegetal, en función del tiempo, se
obtuvieron los siguientes coeficientes, calculados con los programas estadísticos SPSS
(14.0) y R-commander, que definen la ecuación de la regresión:
Área vegetal = a + b * Tiempo + error (Valor de Durbin Watson).
Área vegetal = 62,875 + 125,916 * Tiempo + 1,123
La ecuación obtenida define la trayectoria tendencial del crecimiento del área vegetal a
lo largo de los 4 años de muestreo, cuyos parámetros sirven para predecir el estado
futuro de la misma variable.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
138
Figura 4.14. Gráfico de dispersión de puntos de la variable área vegetal a lo largo de los 4 años de
seguimiento, y la línea de ajuste total de dicha dispersión, elaborado con SPSS (14.0).
El gráfico de dispersión de puntos, ilustrado en la figura 4.14, reafirma la tendencia
ascendente de la variable área vegetal a lo largo de los cuatro años de seguimiento, tras
el paso de los 3 años post incendio. El valor de R2 (R2=0,785) explica un buen ajuste,
donde el 78,50% de los puntos se ajustan a esta línea.
Años de seguimiento4321
Are
a Ve
geta
l (sq
m)
500,00
400,00
300,00
200,00
100,00
0,00
Sq r lineal = 0,785
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
139
Figura 4.15. Tendencia del área vegetal (m2) a lo largo de los años de seguimiento post incendio del
pinar. Gráfica de la serie temporal (TIPLOT).
La figura 4.15 presenta el gráfico de secuencia elaborado por el programa SPSS (14.0)
de la variable: área vegetal (m2) en función de la variable: tiempo (años), colocando el
paso del tiempo en el eje de abscisas y las frecuencias o los índices en el eje de
ordenadas. Este proceso nos dará una idea de la evolución de dicha variable en un
periodo de tiempo (Rodríguez Jaume y Mora Catalá, 2001). El gráfico de series
temporales refleja claramente una tendencia creciente del área vegetal a lo largo de los
4 años de seguimiento post incendio, y que han sido muestreados desde el tercer año
post fuego.
Con el mismo programa se ha procedido a analizar las auto-correlaciones y las auto-
correlaciones parciales, posiblemente existentes entre las dos variables, para determinar
la estructura de la serie y su grado de ajuste al intervalo de confianza (al nivel de 0,05
de significación), y por otro para determinar el modelo ARIMA que mejor se ajusta a
los datos basándose en los coeficientes de correlación resultantes (Rodríguez Jaume y
Mora Catalá, 2001).
Años de seguimiento.....200820082008200820072007200720072007200620062006200620052005200520052005
Are
a V
eget
al (s
q m
)500,00
400,00
300,00
200,00
100,00
0,00
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
140
La identificación del tipo de modelo predictivo conveniente para este estudio, requiere
ver desde múltiples ángulos los datos que le atribuyen teniendo en cuenta el número de
casos, la distribución de los datos cuantitativos y la aplicabilidad de los resultados al
tamaño muestral o poblacional.
La evolución del área vegetal, a lo largo del tiempo, es una forma de predecir el estado
de esta variable funcional basándose en los datos colectados en campo durante 4 años de
seguimiento. No esperábamos una predicción a largo plazo, ya que los datos base son
una serie de tiempo muy corta, pero al menos pretendemos tener una idea de cómo va a
ser la tendencia a corto-medio plazo del área vegetal tras el paso del incendio.
Siguiendo este razonamiento del modelado predictivo, podemos considerar varios
métodos: Modelo auto-regresivo AR, modelo de medias móviles MA, ARMA (p, q),
ARIMA (p, d, q). La identificación del modelo idóneo significa intentar reducir el
número de modelos que se ajusten a los datos de la serie temporal objeto de estudio,
empezando por encontrar los parámetros p, d, q más apropiados. El principio básico de
todos estos modelos es la determinación del valor predictivo de la variable en el tiempo
a través de un número de retardos de una observación a la anterior que hace el propio
programa SPSS, y que se limita con el número de iteraciones que ejecuta el modelo
seleccionado a fin de elaborar una tendencia predictiva:
- En el modelo autoregresivo (AR), las observaciones en un momento son predecibles a
partir de las observaciones existentes más un término de error. El caso más simple es el
proceso autoregresivo de primer orden (P = 1) representado por el modelo ARIMA (1,
0, 0), lo que quiere decir que las observaciones actuales son descritas directamente
desde la observación anterior.
- Por su parte, en el modelo de medidas móviles (MA) el valor actual puede ser
predicho desde la componente aleatoria del momento mismo, y en menor medida a
partir de los impulsos aleatorios anteriores. El caso más simple es el modelo de medidas
móviles con el orden q = 1, representado por el ARIMA (0, 0, 1).
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
141
En tercer lugar, y fruto de la combinación de los dos tipos de modelos anteriores, es el
modelo mixto autoregresivo de medias móviles, representado por el ARIMA (1, 0, 1)
como lo más simple y ARIMA (p, 0, q) de modo general.
- La gráfica de series temporales (TPLOT) de la figura 4.15 manifiesta una tendencia
ascendente de la variable área vegetal durante el tiempo de muestreo realizado después
del incendio, situación que se acerca a la realidad y que se adapta a los modelos no
estacionarios. Dentro de la gama de los modelos autoregresivos, el ARIMA (p, d, q) es
el más adecuado para estos procesos tendenciales, en el cual se le asigna un integrado
(I) de orden “d” resultando el modelo más sencillo ARIMA (0, 1, 0).
Partiendo del modelo de series temporales, donde en la variable área vegetal subyace
una estructura no estacionaria, nos conduce a identificar el modelo que describa el
proceso creciente del área vegetal a lo largo del tiempo ajustando los datos de la forma
más parsimoniosa posible. Este proceso exploratorio de identificación exacta de los
parámetros del modelo ARIMA exige analizar las funciones de Auto-correlación (ACF)
y Auto-correlación Parcial (PACF) correspondientes al modelo de series temporales.
La función de Auto-correlación (ACF), es una medida de la correlación que se produce
entre Yt y Yt + k, siendo Yt la variable objetivo del análisis de series en el tiempo, y la
constante k cada retardo (Lag), o sea el paso de una observación a la anterior. Sin
embargo, la función de Auto-correlación Parcial (PACF) mide la correlación entre los
datos pero, en este caso, exclusivamente parcial.
Figura 4.16. Correlogramas ACF (Función de Auto-correlación) y PACF (Función de Auto-correlación Parcial) de la serie temporal: Área vegetal (m2) en función del tiempo.
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Area Vegetal (sq m)
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F pa
rcia
l
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Area Vegetal (sq m)
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
142
Los gráficos de correlograma ilustrados en la figura 4.16 de Función de Auto-
correlación (ACF) y de Función de Auto-correlación Parcial (PACF), correspondientes
a la serie temporal área vegetal en función del tiempo, muestran que al principio los
coeficientes de correlación son altos y positivos y luego tienden a bajar lentamente de
retardo en retardo, a medida que nos desplazamos de la izquierda a la derecha del
correlograma, lo que implica que la serie no es estacionaria. Este tipo de correlograma
ACF, cuando se presenta en forma de una caída casi exponencial de retardo en retardo,
nos dice que la serie se ajusta a un modelo ARIMA (1, 0, 0).Este último es un caso
especial de un proceso estocástico de la teoría de la probabilidad conocido como
proceso de Markov, en forma de sucesión de variables estocásticas, donde las variables
aleatorias estudiadas solo dependen del estado actual y del evento inmediatamente
anterior, y llegan a evolucionar en función del lapso de tiempo transcurrido entre dos
eventos seguidos (Rodríguez Jaume y Mora Catalá, 2001).
La comparación entre los dos correlogramas ayuda a formular el modelo Auto-
Regresivo tentativo adecuado. En el caso de que el ACF sea más ajustado que el PACF,
el modelo suele ser de medias móviles (MA). En el caso contrario se trata de un modelo
auto-Regresivo (AR). Sin embargo, si los dos correlogramas están igualmente ajustados,
conviene pasar por el proceso exploratorio de identificación de los parámetros (p, d, q)
del modelo ARIMA, anteriormente explicado.
4.3.2.2. Trayectoria del recubrimiento vegetal de los distintos gruposfuncionales del pinar incendiado
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
143
Figura 4.17. Gráfico de regresión de la variable explicada: recubrimiento vegetal (%) por la
variable explicativa Grupo funcional. Coeficientes de la regresión: a = 22,883, b = 2,955, error =
2,266 (Durbin Watson).
Desde el gráfico de residuos del análisis de regresión linear de la variable explicada:
recubrimiento vegetal por la variable explicativa: tiempo, representado en la figura
4.17, se observa que el ajuste de los datos a la línea de regresión no es completo. Esto
implica que la relación entre la variable dependiente e independiente no es directamente
proporcional, debido a que en los valores del residuo, resultantes de la diferencia entre
la probabilidad acumulada esperada y la observada, se alejan de la línea de ajuste total
de la regresión, producto de la variabilidad elevada entre las tasas de recubrimiento de
las distintas formas de vida analizadas. Otro factor causante de este grado elevado de
variabilidad entre los datos y ajuste no completo sería un valor de error elevado (Durbin
Watson = 2,266).
Estos parámetros, puramente estadísticos, apuntan a que haya algo más en el análisis
predictivo de la variable tasas de recubrimiento vegetal, porque a diferencia del
análisis de regresión lineal realizado con la variable: área vegetal, el comportamiento
de la variable Recubrimiento vegetal está influenciada además de la variable tiempo por
Prob acum observada1,00,80,60,40,20,0
Prob
acu
m e
sper
ada
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Gráfico P-P normal de regresión Residuo tipificado
Variable dependiente: Tasa Recubrimiento
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
144
la variable Factor: grupo funcional. Dada la complejidad del análisis predictivo en este
caso, de la variable dependiente recubrimiento vegetal en función de las dos variables
independientes: tiempo de muestreo y grupo funcional se recurre a aplicar el modelo
de regresión múltiple cuyo modelo concluyente es el siguiente:
Recubrimiento vegetal = 25,538 - 0,498 * Muestreo - 3,187 * Grupo funcional + 0,906
Es destacable el valor reducido del error (Durbin Watson = 0,906) en la nueva ecuación
de regresión múltiple, lo que confirma que la variable estudiada: tasas de recubrimiento
vegetal está explicada con ambas variables independientes tiempo de muestreo y
grupos funcionales, y que el recubrimiento vegetal del pinar incendiado será mejor y
precisamente predecible teniendo en cuenta las dos variables explicativas.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
145
Figura 4.18. Tasas de recubrimiento (%) categóricas, como valores promedios de las proporciones
de recubrimiento vegetal que ocupa cada grupo funcional a lo largo de los transectos de vegetación
realizados durante cuatro años de muestreo y que tienden hacia las tasas de recubrimiento en las
laderas control.
Evaluar el recubrimiento vegetal, correspondiente a cada grupo funcional que engloba la
población de pinar y matorral bajo, incendiados en noviembre de 2002, tiene la
finalidad de mostrar cómo se restablecieron cada clase de vida en la escala de tiempo
después de los tres primeros años post incendio. Así, fue posible observar qué grupo
funcional marcaba la sucesión secundaria tras el incendio, después del escenario del
establecimiento rápido y espontáneo de las especies pioneras
Por otra parte, de forma más detallada, el seguimiento del recubrimiento vegetal de cada
agrupamiento de estrato vegetal podría ser utilizado como diagnosis de la variable área
Muestreos54321
Tasa
Rec
ubrim
ient
o100,00
80,00
60,00
40,00
20,00
0,00
LOGSDBPGSSSTMixtBS
Ajustarlínea paratotal
LOGSDBPGSSSTMixtBS
Grupo Funcional
Sq r lineal = 9,46E-6
Sq r lineal = 0,636 Sq r lineal = 0,478 Sq r lineal = 0,191 Sq r lineal = 0,008 Sq r lineal = 0,015 Sq r lineal = 0,693 Sq r lineal = 0,013 Sq r lineal = 0,003
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
146
vegetal del ecosistema perturbado, ilustrada en las gráficas anteriores, mostrando la fase
de agradación del área vegetal, al ser directamente proporcional a la variable tiempo.
En la figura 4.18 se refleja que solo el grupo funcional MIXTO y SUB. HERBÁCEO
siguieron esta tendencia creciente a lo largo de los 4 años de muestreo, aunque los
valores respectivos de R2 no respaldan esta relación directamente proporcional existente
entre las tasas de recubrimiento de estos dos estratos y la variable tiempo.
La gran variabilidad existente entre las tasas de recubrimiento (%), colectadas durante
los cuatro años de seguimiento, y los valores bajos de R2,que afirman el grado de ajuste
de las líneas de tendencia categóricas, se ve reflejada en el gráfico de residuos de la
figura 4.17 del análisis de regresión simple entre la variable dependiente recubrimiento
vegetal y la independiente tiempo, sacando a la luz esta gran variabilidad presentada en
todos los puntos que se alejan de la línea total de ajuste. Sin embargo, los tramos donde
los puntos se solapan, encima de la línea de ajuste, muestran que la variable
recubrimiento vegetal (%) queda explicada por la variable tiempo.
Dada la complejidad del análisis estadístico y el modelado de la variable recubrimiento
vegetal, y de la relación no directamente proporcional con la variable tiempo, según
todos los grupos funcionales, el análisis de la series temporales de la variable estudiada
resulta afectado por las tendencias correspondientes a algunos grupos funcionales.
Según el gráfico de secuencia del análisis de series temporales, mostrado abajo en la
figura 4.19, se observan unos retardos paralelos al eje de abscisas con una línea de
ajuste total también paralela.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
147
Figura 4.19.Gráfico de secuencia del análisis de las series temporales de la variable Tasa de
recubrimiento vegetal (%) a lo largo de los cuatro años de muestreo.
Evidentemente, las dos únicas tendencias crecientes de los grupos funcionales: Estrato
vegetal mixto y estrato vegetal sub. Herbáceo han sido sumergidas en las tendencias
decrecientes de los grupos funcionales restantes. El número de niveles de la variable
factor grupo funcional, con tendencia ascendente y los de la descendente, además de la
proporción del recubrimiento vegetal correspondientes a cada categoría, genera el peso
de cada grupo funcional en la variable modelada, lo que provocó que la ejecución de las
iteraciones de dicha variable, estudiada a lo largo de las series temporales, produjese
una especie de ruido, impidiendo definir de una manera clara una tendencia, ascendente
o descendente, de la variable analizada. Dicha característica rige a los modelos
estocásticos no estacionarios cuyos eventos no son estrictamente dependientes de los
eventos anteriores. Por ello, no se pueden predecir, y quizá porque las tasas de
recubrimiento de la vegetación dependieran de otros factores externos y no solo de la
variable independiente tiempo.
Los correlogramas de las funciones de autocorrelación y de autocorrelación parcial,
ilustrados en la figura 4.20, confirman que el proceso funcional del recubrimiento
Muestreos200820082008200820082008200820082008200720072007200720072006200620062006200620052005200520052005
Tasa
Rec
ubrim
ient
o100,00
80,00
60,00
40,00
20,00
0,00
Sq r lineal = 1
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
148
vegetal categórico, según los distintos grupos funcionales, muestra una estacionalidad o
no tiene tendencia. La gran mayoría de los coeficientes de correlación se encuentran
dentro del intervalo de confianza delimitados por las dos líneas: Límite de confianza
superior y límite de confianza inferior. Además, todos los coeficientes de
autocorrelación son bajos, incluso algunos son casi iguales a cero para los distintos
retardos de la serie. Estamos, pues, en presencia de un proceso de Ruido Blanco: una
serie temporal que no tiene tendencia, la variación entre sus oscilaciones es irregular y
los valores de la media y varianza no guardan correlación estadística.
Figura 4.20. Correlogramas de la función de autocorrelación y de la parcial de las tasas derecubrimiento categóricas en las series de tiempo muestreadas.
4.3.3. Dinámica espacio-temporal del patrón de Patch/Inter-patch en ladistribución de la vegetación del pinar post incendio
Dentro de los modelos funcionales de ecosistemas forestales destaca el estudio de la
distribución espacio-temporal de la vegetación mediterránea, sobre todo el patrón de
tesela/claro intrínseco a dichos ecosistemas. Este proceso de distribución espacio-
temporal de la vegetación rige el desarrollo y la evolución de la estructura horizontal de
la vegetación sobre la superficie del suelo. Por ello, el seguimiento de la distribución de
la estructura en mosaico de manchas de vegetación y claros sin vegetación, mediante el
establecimiento de transectos de muestreo, ha sido útil a la hora de evaluar esta
dinámica. Con la ayuda del programa Surfer 8.0 se pudo establecer la representación
gráfica de esta estructura horizontal de la vegetación. A continuación, se ilustra el
seguimiento de uno de los transectos de muestreo de vegetación realizados durante 4
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Tasa Recubrimiento
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Núm. de retardos16151413121110987654321
AC
F pa
rcia
l
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Tasa Recubrimiento
Límite de confianzainferior
Límite de confianzasuperior
Coeficiente
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
149
años consecutivos (2005, 2006, 2007 y 2008), resaltando la anchura y longitud de las
teselas y claros en un área máxima de 50m x 10m, siendo la longitud la medida máxima
del transecto de vegetación adoptada en el método LFA, y la anchura la medida máxima
por encima de la cual la mancha de vegetación empieza a ser un manto continuo de
vegetación.
En esta representación gráfica, de la distribución horizontal de la vegetación, se ha
optado por el método Kriging para la interpolación de datos. La representación de los
puntos de intersección, que delimitan la anchura y longitud de las teselas de vegetación
y de los espacios claros del suelo, han sido representados en formato de mapas (ver el
lado izquierda de la figura 4.22.
2005 2006 2007 2008
Figura 4.21. Representación gráfica (Mapa imagen) de la distribución de la vegetación en manchas
y claros en el transecto (1) de la ladera (3) de la zona de estudio, consecutivamente realizado en
verano de 2005, 2006, 2007 y 2008; respectivamente. (Surfer 8.0).
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
150
Los 4 mapas que representan la distribución de la estructura: Patch/interpach,
correspondientes al período 2005-2008, mostraron la misma distribución general, con
un incremento temporal del grado de presencia de las teselas de vegetación. Se puede
apreciar cómo estos estratos de vegetación iban ganando superficie cada año en
detrimento de la superficie desnuda del terreno (los claros sin vegetación). Esta inercia
está relacionada con el proceso de sucesión secundaria de la vegetación tras el paso del
incendio. En los 4 mapas Patch/interpatch de la misma figura 4.21, se refleja cómo la
zona clara del lado derecho del transecto de muestreo ha ido ocupándose por la
vegetación año tras año hasta llegar a ser colonizada en su práctica totalidad por la
vegetación, tal y como se refleja en el último muestreo de 2008.
Los 4 mapas de superficies categóricas, ilustradas en la figura 4.22, reflejan un
incremento progresivo del patrón espacial de los distintos grupos funcionales del área
de estudio a lo largo de los años de seguimiento, desde el estrato de vegetación más
complejo: estrato MIXTO (Mixt), estrato ARBÓREO (T), estrato ARBUSTIVO (S),
estrato SUB-ARBUSTIVO (SS), HERBÁCEAS PERENNES (PG), NECROMASA EN
PIE (SDB), hasta el MATERIAL VEGETAL LEÑOSO EN LA SUPERFICIE (LOG).
Por lo tanto, se tomaron estas 7 categorías de vegetación, junto a la categoría SUELO
DESNUDO (BS), como clases de recubrimiento espacial (longitud y anchura) a la hora
de generar los mapas de imagen categóricas con Surfer 8.0.
MIXT 1T 2S 3SS 4PG 5SDB 6LOG 7BS 8
La interpolación de los datos de recubrimiento horizontal de la vegetación detectó un
aumento en el tamaño de las teselas de vegetación (Patch) a medida que el tamaño de
los espacios claros (interpatch) iba reduciéndose. Por otro lado, el recubrimiento de
cada uno de los 8 estratos de vegetación, en cada mapa de superficies categóricas, ha
ido evolucionando a lo largo del tiempo de seguimiento. Esta evolución, en la
dominancia del estrato de vegetación, quedó reflejada en el cambio de las categorías en
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
151
la leyenda de los mapas de superficies categóricas de cada año. Estas leyendas
presentan las diferentes clases de agrupación vegetal resultantes en cada año. Abajo, en
la figura 4.22, se ilustra la clasificación de los tipos de vegetación, generados en cada
mapa de superficie categórica, correspondiente a cada año de seguimiento.
Los mapas de superficie, de distribución de los distintos grupos funcionales (Grupos:
de 1 hasta 8), revelaron en el caso del pinar incendiado (figura 4.22), la complejidad del
patrón espacial de las distintas clases de vegetación y de los claros a lo largo de los 4
años de muestreo. En los transectos realizados en 2005 y 2006 hubo una presencia
dominante de los estratos HERBÁCEO (S) y SUB-ARBUSTIVO (SS) HERBÁCEAS
PERENNES (PG) ilustrados respectivamente, en las categorías 3, 4 y 5. En estos 2 años
no se llegaron a formar las clases 1 y 2, correspondientes a los estratos de vegetación:
MIXTO (MIXT) y ARBÓREO (T).
En el muestreo de 2007, además de mantener la misma estructura horizontal de la
vegetación, destacó la dominancia del grupo funcional: HERBÁCEO PERENNE (PG)
sobre las otras dos categorías dominantes: Estrato HERBÁCEO (S) y el estrato SUB-
ARBUSTIVO (SS).
En el muestreo de 2008 resalta la formación de los dos estratos más complejos: MIXTO
(MIXT) y ARBÓREO (T), pero la dominancia se mantuvo marcada por los estratos
ARBUSTIVO (S), SUB-ARBUSTIVO (SS) y HERBÁCEO PERENNE (PG),
correspondientes a las categorías 3, 4 y 5 de las clases de vegetación.
Abajo, en la figura 4.22, se detalla la evolución del recubrimiento total de la vegetación
y la evolución de cada grupo funcional (cada estrato de la vegetación) a lo largo de los
4 años de seguimiento.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
152
2005
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
2
3
4
5
6
7
8
1
2
3
4
5
6
7
8
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
153
2006
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
1
2
3
4
5
6
7
8
1
2
3
4
5
6
7
8
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
154
2007
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
1
2
3
4
5
6
7
8
1
2
3
4
5
6
7
8
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
155
2008
Figura 4.22. Mapas Post, Mapas imagen: Patch/interpatch, mapas de superficie categóricas, (desde
la izquierda a la derecha) del transecto (1) de la ladera (3) de la zona de estudio, realizado en
verano de 2005, 2006, 2007 y 2008 (desde aguas arriba hacia las pendientes cruzando
perpendicularmente las curvas de nivel). (Surfer 8.0).
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
1
2
3
4
5
6
7
8
1
2
3
4
5
6
7
8
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
156
4.5. Discusión
Hemos visto hasta ahora el proceso de sucesión secundaria, tras el paso del fuego
forestal por el pinar mediterráneo, destacando el papel de los índices de funcionamiento
y recubrimiento vegetal como indicadores de dicho proceso. Estos aspectos se han
evaluado en el pinar, después de aplicar los tratamientos de restauración post fuego a
escala de parcela, y también sin aplicar tratamientos de restauración ecológica a escala
de ladera. En este capítulo se pretende analizar la evolución del proceso de recuperación
del sistema incendiado de corto a medio plazo, apoyándose sobre las pautas de
predicción de los indicios de funcionamiento adoptados para el seguimiento y el análisis
de este proceso de autosucesión ecológica del pinar tras el paso del incendio a escala de
ladera.
En este estudio, de las trayectorias tendenciales de funcionamiento de suelo y de la
sucesión secundaria de la vegetación, se han considerado los diferentes atributos de la
estructura vertical del pinar perturbado, determinando los diferentes grupos funcionales
según los estratos de vegetación que componen dicha estructura vegetal. Considerar la
estructura del pinar, a la hora de estudiar su funcionamiento, es esencial para conocer
las formas de vida que contribuyen al proceso natural de auto-recuperación, además de
la composición de la vegetación establecida a lo largo de dicho proceso de autosucesión.
En la mayoría de los estudios de funcionamiento de las comunidades vegetales se tuvo
en consideración la estructura y los estratos de vegetación constituyentes (Bradshaw,
1984; Hobbs y Norton, 1996; Zedler y Callaway, 1999; Lockwood y Samuels, 2004), ya
que cada estrato presenta una forma de vida diferente, caracterizada por su propio
funcionamiento, y que a su vez responde de manera distinta a la perturbación del
incendio. Cortina et al. (2006) afirmaron que cualquier respuesta del ecosistema a la
perturbación, siendo un proceso de degradación o agradación, implica cambios
paralelos en la estructura y en el funcionamiento de dichos ecosistemas perturbados. Por
ello, en los modelos de dinámica de la vegetación se ha considerado esta relación lineal
entre la estructura y funcionamiento del sistema estudiado. Incluso ha sido
demostrado en el modelo LSF (Linear Structure Function model), elaborado por
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
157
Bradshaw (1984), que el aumento en el funcionamiento de un ecosistema dará un
aumento en la complejidad de la estructura de la vegetación.
Puesto que los cambios demostrados en la estructura y funcionamiento son paralelos a
lo largo del proceso de recuperación natural del ecosistema perturbado, esto quedará
reflejado en un incremento simultáneo en la estructura y funcionamiento; ocurridos
durante la sucesión secundaria. A medida que las condiciones edáficas empiezan a
recuperarse, y conforme la vegetación va estableciéndose espontáneamente, durante el
proceso de sucesión secundaria, los procesos funcionales evolucionan paulatinamente,
hasta alcanzar niveles de equilibrio como los que caracterizan el sistema no perturbado
(control). Quizá entonces, es de gran importancia, en el proceso de la sucesión
secundaria, el tener en cuenta la variable tiempo, a parte de la variable estructura
vertical de la vegetación (estratos de la vegetación), a la hora de estudiar el
funcionamiento del pinar tras el paso del incendio forestal. A raíz de la determinación
de los índices funcionales del suelo en el pinar, teniendo en cuenta la estructura de la
vegetación y el tiempo de la autosucesión secundaria, se llega a tener una idea sobre el
potencial de resiliencia del ecosistema, prediciendo las pautas de recuperación de las
características funcionales del suelo y de recubrimiento vegetal del estado inicial del
pinar antes del paso de incendio.
En esencia, el propósito de este capítulo es generar modelos de pautas sucesionales
realistas, lo que requiere el estudio de las 2 vertientes de la sucesión:
1) Variables indicadoras que representan las medidas funcionales del estado del
ecosistema, representadas en los índices (LFA) de funcionamiento del suelo.
2) Evolución y crecimiento de la estructura vegetal del ecosistema y de su
distribución espacial heterogénea a lo largo del proceso sucesional de la
vegetación.
4.5.1. Pautas de los indicadores bióticos y abióticos de funcionamiento delsuelo a lo largo de la sucesión del pinar tras el paso del incendio
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
158
Muchos estudios mostraron que la regeneración post incendio está limitada por los
factores ambientales y por las propias características y régimen del incendio:
recurrencia, intensidad y estación. Según estos factores, el incendio forestal puede
promover cambios importantes sobre la composición de la vegetación post incendio y
en las propiedades funcionales y estructurales del ecosistema (Valladares, 2004). Por
ello, se procura abordar la evaluación de los procesos funcionales en el pinar
incendiado, a parte del seguimiento de la sucesión secundaria de la vegetación. Se hace
hincapié en la evolución de los procesos funcionales ocurrentes en la componente
edáfica del ecosistema incendiado.
El funcionamiento edáfico del pinar incendiado ha sido evaluado mediante la medición
de los índices de funcionamiento del sistema (LFA) para monitorear el estado funcional
del ecosistema estudiado a lo largo del proceso de la sucesión, hacia los valores de
función de referencia (control). Además, de esta forma se podría evaluar la capacidad de
resiliencia del pinar mediterráneo, determinando el tiempo necesario para que dichos
indicadores de funcionamiento del pinar vuelvan a un nivel igual al de antes del paso
del incendio (índices de funcionamiento del ecosistema de referencia).
4.5.1.1. Estabilidad funcional del suelo tras el paso del fuego
La primera percepción del paso del incendio forestal es la eliminación inmediata de la
vegetación, dejando el suelo a merced de los agentes de degradación. La elevada
inestabilidad del sustrato edáfico, después del paso del incendio, empieza a ser mejorada
debido al inicio de la regeneración de la vegetación espontánea en la etapa inicial de la
sucesión (Trabaud y Lepart, 1980), estableciendo las especies pioneras que favorecen
una cubierta vegetal que irá proporcionando, paulatinamente, mayor protección y
estabilidad al suelo contra los agentes erosivos a lo largo de la sucesión secundaria.
El modelo de series temporales, de estabilidad del suelo, mostró una tendencia
ascendente hacia los valores de referencia, reflejando a su vez la evolución mejorada del
proceso funcional de estabilidad a lo largo del tiempo de la sucesión secundaria a medio
plazo. La recuperación de los valores de estabilidad del suelo, igualados a los niveles de
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
159
antes del paso de la perturbación (control), son un indicio de un mecanismo de
autorregulación sin intervención de los gestores forestales, llamado homeostasis, donde
los parámetros globales tienden a ser constantes a través del tiempo para alcanzar la
máxima madurez.
4.5.1.2. Proceso funcional de infiltración de agua de lluvia en el suelo tras elincendio
Tras el paso del incendio por el pinar, se llega a provocar una calcinación del material
vegetal sobre la superficie del suelo. Los grados de calcinación varían según la
intensidad, severidad del incendio, duración y tamaño del mismo. Obviamente, las tasas
de infiltración de la lluvia en un suelo recién quemado son casi nulas, pero van
mejorando a lo largo del proceso de la sucesión de la vegetación alcanzándose tasas
cada vez más elevadas que las inmediatamente posteriores al incendio.
Las series temporales, de la tasas de infiltración, explicaron el proceso de evolución
ascendente hacia los valores de referencia (infiltración en las laderas no quemadas) a lo
largo del periodo de sucesión de la vegetación. El estado recuperado de los índices de
infiltración del agua en el suelo, igualados a los niveles de antes del paso de la
perturbación (control) y su tendencia ascendente, reflejan el proceso de agradación.
Dicho proceso de auto-recuperación, sin la intervención de los gestores forestales,
muestra a su vez la capacidad de resiliencia del pinar incendiado para recuperar su
estado clímax.
4.5.1.3. Proceso funcional de reciclado de nutrientes pasado el incendioforestal
En la primera parte de la sucesión, presentada en la fase de colonización de las especies
pioneras, aumenta el índice foliar: Leaf Area Index (LAI) hasta alcanzar valores óptimos
de utilización de luz. Las raíces también exploran el suelo para aprovechar los nutrientes
disponibles. Esto significa un aumento progresivo de la competencia aérea y
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
160
subterránea, lo que implica después un declive de los nutrientes en el suelo y una
escasez progresiva de recursos en las fases tardías de la sucesión (Guerrero et al., 2001).
La capacidad del ecosistema para reciclar nutrientes consiste en el potencial de
descomposición y movilización de elementos por la microflora del ecosistema. En las
etapas iniciales de la sucesión, las plantas pioneras, las fijadoras de N, producen un
mantillo que se descompone rápidamente, dando lugar a unos índices de reciclado de
nutrientes elevados. Sin embargo, en las etapas más maduras, la falta de nitratos en el
suelo no se debe a tasas de nitrificación bajas, sino a una inmovilización microbiológica
muy eficaz. Y en las últimas fases de la sucesión el N está sobre todo en el mantillo y en
la vegetación con una relación C/N en aumento, y por tanto difícil de descomponer, por
lo que la disponibilidad disminuye.
El empobrecimiento del medio incendiado, en nutrientes como el N, es un factor
limitante que dibuja la estructura de la vegetación durante la sucesión vegetal, y
condiciona a su vez la instalación de especies según su forma de adaptación a la
disponibilidad de recursos existentes tras el incendio. A medida que vayan
estableciéndose las especies se crean otras condiciones, resultantes de disponibilidad de
nutrientes que implica la entrada de especies más tardías y más tolerantes. Por ello,
podemos llamar a los recursos en nutrientes el motor básico de la sucesión secundaria
de la vegetación.
El modelo de series temporales, de los índices de reciclado de nutrientes, refleja
claramente la disponibilidad empobrecida de nutrientes a lo largo del proceso clásico de
la sucesión secundaria tras el incendio. El empobrecimiento del medio, en un
determinado nutriente, provoca una mayor eficiencia en su uso, ya sea por
retranslocación, por aumento en la longevidad de las hojas o por otras vías, dando como
resultado unas estructuras vegetales con un cociente C/N muy elevado, cuyas tasas de
respiración son incluso mayores a las tasas de asimilación de los nutrientes en el suelo.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
161
La disponibilidad de nutrientes y la actividad microbiológica necesaria para su
reciclado, a lo largo del periodo de estudio, corresponden a la fase de reorganización
del sistema, donde destaca un empobrecimiento inicial y progresivo en los recursos,
seguido por una fase de aumento de Carbono, de nutrientes y energía (DeBano et al.,
1998). Esta etapa se considera la última fase del modelo sucesional de Hobbs (1995), el
que describe las 4 etapas de comportamiento en el uso de los recursos durante el ciclo
de la sucesión: explotación, conservación, liberación y reorganización. Otros autores
(Borman y Likens, 1979; Oldeman 1991; Remmert, 1991) describieron la dinámica
forestal en ciclos de distinta manera. Así, para Borman y Likens (1979) la fase de
reorganización es más precoz, seguida por una agradación en los recursos, después por
una fase de transición y la última fase de la sucesión que es la fase estacionaria. Ambos
modelos coinciden en que, en las etapas iniciales, se registra un empobrecimiento en los
recursos y tienden a recuperarlo durante la sucesión hasta alcanzar niveles de
disponibilidad en C cuando se consigue establecer el mantillo vegetal auto-sucesional
del sistema perturbado. Esto, contribuye a restaurar la funcionalidad del ecosistema
después del paso del incendio (Lloret y Zedler, 2009).
Desde el comienzo de la sucesión secundaria post incendio se observaron indicios de un
proceso auto-sucesional funcional, reflejándose en las mejoras marcadas en las tasas de
estabilidad del suelo frente a la erosión hídrica, además en las tasas de infiltración de
agua de lluvia en el suelo. La primera etapa de la sucesión precoz de la vegetación
oportunista fue un factor clave en las mejoras notadas en ambos índices funcionales:
estabilidad e infiltración. Por otro lado, las etapas de movilización e inmovilización de
nutrientes fueron el motor básico del posterior restablecimiento de la vegetación a lo
largo de la sucesión tardía. Ambos estadios consecutivos el precoz y el tardío forman
parte del gradiente sucesional post incendio de la vegetación mediterránea.
4.5.2. Pauta espacio-temporal de la sucesión secundaria del pinar posterior alincendio forestal
Se empezó a realizar el seguimiento de la vegetación y del resto de indicadores de
evaluación de funcionamiento del pinar mediterráneo a partir del tercer año, después del
paso del incendio forestal a escala de ladera, apreciando, desde el primer año posterior
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
162
al incendio, los signos de la sucesión secundaria clásica, empezando con la colonización
de la vegetación marcada por especies pioneras. Aquel manto de vegetación establecido,
formado principalmente por caméfitos, especies perennes y los rápidos y primeros
rebrotes de coscoja y enebro será ya un indicio de una respuesta espontánea y de
evolución positiva hacia una recuperación de la vegetación después de la perturbación
del incendio, cuyos patrones fueron confirmados por muchos autores (Lorimer, 1980;
Abrams y Scott, 1989; Vélez, 2000; Verroios y Georgiadis, 2002; Pausas et al., 2004).
El estudio de la sucesión precoz (Early succession), como se denomina a la instalación
de la vegetación justo después del incendio, se ha estudiado por muchos autores en las
zonas donde las condiciones ambientales post incendio fueron favorables para ello,
según la distancia a las zonas no quemadas (Gracia et al., 2002). Se constató, que el
establecimiento más rápido de la vegetación se registró en las parcelas donde la
humedad del suelo fue más elevada (Gracia et al., 2002). Las condiciones edafológicas
favorables eran necesarias si la zona incendiada albergaba un banco de semillas
(Daskalakou and Thanos, 1996; Habrouk et al., 1999; Izhaki et al., 2000; Núñez y
Calvo, 2000b), además de las condiciones de diseminación de semillas por el viento o
por el efecto percha (Bergeron and Dansereau, 1993; Turner et al., 1998; Bonet, 2004).
Otro factor muy limitante es la severidad del incendio, o grado de impacto que
provocaría en el ecosistema, junto a la intensidad, duración, frecuencia y recurrencia
(Eugenio et al., 2006). En numerosos estudios realizados en el Mediterráneo, sobre el
impacto del incendio sobre la dinámica de la vegetación, se concluyó que los incendios
de baja a media intensidad no impedían la sucesión precoz de la vegetación
(Traubad.,1977, 2002; Pausas et al., 2003), debido a que las condiciones post fuego de
intensidades moderadas no llegan a afectar la capacidad de las plantas para regenerarse,
cuando se trata de semilladoras o rebrotadoras (Pausas, 1999), y tampoco se produce
hidrofobia en el suelo que pueda dificultar dicha regeneración natural (Doerr et al.,
2004; Llovet, 2005; Zavala et al., 2009; Zavala et al., 2010). Sin embargo, las zonas
afectadas por incendios de alta a muy alta intensidad corren el riesgo de provocar la
desaparición del cortejo florístico inicial, sobre todo si hay una alta recurrencia
(Scudieri et al., 2010; Soto et al, 1997), ya que puede llegar a un grado elevado de
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
163
calcinación del suelo, afectando el banco de semillas (Auld y O’cconnell, 1991), y
causando a su vez la formación de la capa hidrófoba en el suelo (Llovet, 2005;
Departamento de Agricultura de EEUU, 2000; Arcenegui et al., 2007; Jordán et al.,
2011). Además, se demostró que la recurrencia de incendios de baja a media intensidad
durante un periodo menor de 10 años no llega a afectar el banco de semillas, implicando
a su vez la preservación de la capacidad de regeneración natural en el ecosistema
incendiado (Trabaud, 1992; Ferrandis et al., 1999; Pausas, 1999).
Los resultados del análisis de la componente aérea de la vegetación, en las tres laderas
evaluadas de la zona de estudio en la localidad de Torremanzanas, mostraron una
respuesta ascendente a lo largo de los cuatro años de muestreo, contados a partir del
tercer año tras el paso del fuego. Las condiciones bioclimáticas y edafológicas
existentes permitieron la sucesión secundaria precoz de la vegetación en el primer año
tras la perturbación, y gracias a las condiciones posteriores y la ausencia de otras
perturbaciones se facilitó el incremento del área vegetal de las tres laderas
monitoreadas. Distinguiendo cada fase de la sucesión secundaria, aparece una primera
etapa preliminar de sucesión (early succession) y, posteriormente, la sucesión
secundaria propiamente dicha (later successional stages). El proceso de sucesión
secundaria tardía no se realiza sin el paso obligatorio de la primera etapa precoz y sin la
presencia de las condiciones favorables necesarias para ello. La respuesta positiva de la
vegetación en estas dos fases de la sucesión secundaria, durante un periodo de seis años
post fuego (2002-2008), tuvo una trayectoria creciente desde el establecimiento de las
especies pioneras, seguido por las pirófitas que han sido favorecidas por el propio
incendio. Esta rápida sucesión y las condiciones posteriores apropiadas de nichos de
rebrotadoras, y de banco de semillas, concedían el lugar a las regeneraciones naturales y
al crecimiento del área vegetal a medida que se avanzaba en los estadios de la sucesión
tardía (later successional stages) (Moreno y Oechel, 1992; Quintana et al., 2004; De
Luis et al., 2008). Este mecanismo de facilitación sucesional ha sido también descrito
por Terradas (2001).
Lo que parece ser novedoso, en estas condiciones climáticas y edafológicas del
semiárido mediterráneo, es la respuesta del recubrimiento de la vegetación en un pinar
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
164
incendiado a lo largo de cuatro años, dándose un mecanismo de auto-sucesión hacia las
mismas series de vegetación existentes antes del paso del incendio, o hacia series de
degradación (regresivas) de la vegetación, o bien series progresivas hacia la vegetación
potencial de la zona. Con el objetivo de responder a estas hipótesis, o al menos tener
indicios que respaldan alguna de ellas, se calcularon las tasas de recubrimiento vegetal
correspondientes a cada grupo funcional de las laderas incendiadas y de las laderas
testigo con el fin de analizar la tendencia evolutiva del recubrimiento vegetal de cada
grupo funcional y, posteriormente, compararla con su tasa de recubrimiento
correspondiente en las laderas control. Se esperaba que las tasas de recubrimiento
vegetal tuviesen una tendencia creciente, como la que mostró el área vegetal en el pinar
incendiado. Pero la suposición no pudo justificarse, ya que se trataba de un modelo no
estacionario (cíclico), sin tendencia determinada (fíjese en la figura.7 -TIPLOT). El
resultado detallado se ha visto con más claridad en la gráfica de dispersión de puntos de
las tasas de recubrimiento categóricas a lo largo del tiempo, donde se ha mostrado que
el estrato vegetal Mixto y luego sub.herbáceo han ido ganando dominancia a costa del
resto de estratos de vegetación, alcanzando las tasas de recubrimiento vegetal más
elevados después del paso del incendio.
El proceso al cual se somete la evolución del recubrimiento de la vegetación forma parte
de la gama de modelos de variación cíclica, en las que el desarrollo de sus fases se
prosiguen de ciclos de remplazo de los distintos estadios de la vegetación, donde los
propios estadios siguen ciclos auto-sostenibles. Estadísticamente, estos modelos
estocásticos no estacionarios de la media y/o la varianza no son constantes a lo largo del
tiempo. Este modelo obedece a la propia dinámica de la población, mostrándose en un
número elevado de oscilaciones periódicas, cuya variación es irregular alrededor de la
tendencia global (quiere decir que la amplitud de las oscilaciones es irregular).
En las dos primeras fases de la sucesión secundaria de la vegetación, la colonización de
las especies pioneras y seguida por el reclutamiento de las especies más exigentes, que
estaban antes del paso de la perturbación, se desplaza a las especies oportunistas,
anteriormente instaladas, gracias al aumento de la fertilidad del suelo provocado por el
incendio. Estas dos etapas de la sucesión han sido reflejadas en el seguimiento realizado
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
165
y presentado en la gráfica (Fig.4.7). Las oscilaciones entre picos elevados y bajos de
recubrimiento vegetal explica la no estacionariedad del modelo (modelo cíclico).
A pesar de que el modelo de series temporales de las tasas de recubrimiento vegetal
categóricas (%), a lo largo de los cuatro años de muestreo, no ha podido mostrar
ninguna tendencia, debido a que no todos los grupos funcionales estuviesen creciendo a
lo largo del tiempo de evaluación o al mismo ritmo, se detectó el crecimiento dominante
de los grupos funcionales Estrato vegetal MIXTO y estrato SUB.HERBÁCEO, cuyo
efecto ha sido neutralizado por las tendencias negativas del resto de los grupos a la hora
de la ejecución del modelo de la trayectoria total de las series en el tiempo. Sin
embargo, el modelo de series temporales del área vegetal (m2) sí mostró una tendencia
total ascendente. A lo largo de los 4 muestreos anuales realizados se ha ido observando
cómo dominaba el estrato sub.herbáceo. Se observó la abundancia de la especie Erica
multiflora sobre el recubrimiento específico de las demás especies, ocupando cada vez
más superficie en las laderas incendiadas. En paralelo, el crecimiento del recubrimiento
del estrato mixto fue causado principalmente por la especie sub.herbácea Brachypodium
retusum, porque el estrato mixto se formaba a partir del rebrote de las especies
arbustivas como el enebro y la coscoja, junto a las regeneraciones naturales del pino de
Alepo, y completado por la abundante colonización de la especie perenne
(Brachypodium retusum), clave del recubrimiento vegetal, establecida tras el paso de los
incendios por la vegetación mediterránea (De Luis et al.,2006). A primera vista, nada
más fijarse en la recuperación de la vegetación tras el incendio, se remarca la
abundancia de esta especie herbácea perenne que ha tenido un gran papel en el
reclutamiento de la vegetación post incendio. Esta especie ha sido objetivo de estudio de
muchos investigadores de la disciplina, confirmando su papel clave (Caturla et al.,
2000).
4.5.2.1. El papel fundamental de la especie clave en la composición de lavegetación durante la sucesión secundaria
Analizando el papel fundamental de la especie Brachypodium retusum, y del estrato
vegetal Herbáceo perenne, y enfocándola en el marco del patrón de la distribución
espacial de la vegetación en el ámbito del semiárido mediterráneo, se descubrió su papel
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
166
de enlace entre las distintas manchas de vegetación y el modo en que se iban formando
manchas más complejas y extensas (m2), cambiando su categoría funcional a un estrato
más amplio y estructuralmente más complejo, aprovechando cualquier sumidero de
disponibilidad de recursos (agua y nutrientes), para colonizarlo. Este patrón espacial lo
observaron otros autores como Maestre et al. (2003) en los mismos ámbitos del
semiárido mediterráneo. Desde entonces se denominaron islas de fertilidad a cualquier
sumidero (sink) que presentaba estas condiciones favorables para ser colonizado por las
especies oportunistas.
En el mismo seguimiento de las laderas incendiadas de la zona de estudio, se observó
que los tocones de los árboles quemados, sobre todo los de las coscojas y enebros
incendiados y recién rebrotados, también funcionaban como un sumidero para el
establecimiento de esta especie colonizadora, lo que ha sido considerado en un estudio
realizado por Bernat et al (2009), afirmando, en un experimento realizado en una
población de Quercus ilex en la localidad de Prades al NE de España, que los tocones de
los árboles talados en el experimento mostraron mejor respuesta tras el paso de la
perturbación de la sequía en comparación con las zonas de la misma especie no taladas.
Esta forma de reclutamiento de la vegetación, tras el paso de la perturbación, se explicó
gracias a la reserva de carbono en los tocones o en los lignotubérculos (Estructuras
subterráneas de almacenamiento de carbono). Además del carbono, en la zona del
tocón, la heterogeneidad del terreno por la caída de un árbol quemado define una zona
sumidero, adecuado al reclutamiento de especies rebrotadoras o bien para el
establecimiento de la vegetación colonizadora, así como para la regeneración natural de
las semillas de pino carrasco (Bautista y Vallejo, 2002).
4.5.2.2. El papel del patrón: tesela/claro en la distribución espacio-temporalde la vegetación durante la sucesión secundaria
La fitosociología, como método que estudia la componente fitocenosis, generalmente,
se basa en la descripción de la vegetación, realizando cuadros de unidades muestrales o
inventarios en forma de transectos. La fitosociología clásica de Braun Blanquet (1979),
que enfoca el estudio de la vegetación a través del reconocimiento de las comunidades
vegetales, se caracteriza por centrarse en la composición florística de dichas
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
167
comunidades. Haciendo especial énfasis en las especies de diagnóstico, utilizadas para
organizar las comunidades en una clasificación formal jerárquica. Además, en el trabajo
fitosociológico hay que distinguir entre comunidades vegetales concretas (fitocenosis).
Es decir, manchas de vegetación consideradas homogéneas y que son objeto de
muestreo, y clases o tipos abstractos de comunidades (sintaxones), resultado del análisis
de numerosas unidades muestrales y la abstracción a partir de ellas de las asociaciones.
Recientemente, se han incorporado muestreos en fitosociología con base estadística.
Entre ellos, el concepto de inventario de la vegetación (relevé), adoptado en el método
LFA aplicado en este estudio, teniendo en consideración los distintos estratos de la
vegetación. Cuando el fitosociólogo, o la persona que realiza el inventario, menciona
semejanzas florísticas, presencia o ausencia de especies características, abundancia-
dominancia de otras especies, se está sustentando sobre conclusiones de origen
descriptivo en la interpretación de los paisajes vegetales.
Conforme se iban realizando los inventarios de vegetación, en forma de tres transectos
por cada ladera del pinar carrasco y matorral bajo incendiado, se observaban los
cambios en la vegetación, la especie dominante en cada muestreo, el estrato vegetal
dominante, cómo se han ido integrando los diferentes estratos vegetales y cómo se
formaban manchas de vegetación más complejas en cuanto a la estratificación vertical
de la vegetación, también cómo se hacían cada vez más extensas en cuanto a la
superficie de la tesela, o bien por haber interconectado con otra tesela contigua, o
simplemente por la desaparición del espacio interpatch, siendo colonizado por la especie
vegetal enlace o por la acumulación de la hojarasca. La especie enlace, que es la especie
clave de la sucesión en el pinar incendiado objeto de estudio, es Brachypodium retusum,
que aprovecha cualquier irregularidad del relieve cuyas condiciones abióticas son
apropiadas para su instalación. Sin embargo, la integración de la hojarasca en otras
manchas de vegetación ha sido principalmente por transporte hídrico, desde aguas arriba
de la ladera y hacia el obstáculo más cercano, resultado de la distribución heterogénea
espacial de la vegetación viva, muerta en pie, muerta y caída o bien las irregularidades
topográficas del relieve, como las vaguadas y las rocas sobre el suelo o embebidas en
este.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
168
El caso particular, observado en la primera ladera incendiada (1), que aún conservaba la
estructura de terrazas de cultivo, confirmó el papel de la especie Brachypodium
restusum en la colonización de dichas terrazas después del incendio, resultando a partir
del tercer año una única mancha de vegetación a lo largo de la superficie de cada
terraza. Se pudo observar el proceso de colonización de dicha especie enlace mientras se
realizaban los transectos de vegetación en la ladera (1) con terrazas. Cada transecto se
realizó perpendicularmente a las curvas de nivel y a las terrazas incendiadas. Durante el
inventario de la estructura espacial de la vegetación patch/interpatch, a lo largo del
transecto, se constató que las plataformas de las terrazas eran una mancha continua de
vegetación compuesta por todos los estratos de vegetación, mientras el pie de las
terrazas era un suelo desnudo (espacio interpatch). La mancha de vegetación continua
se formó gracias al relieve llano de las plataformas de la terraza, siendo sitio de
acumulación de agua y nutrientes, lo que hizo que la especie colonizadora
Brachypodium retusum recubriese todo el espacio interpach existente en la terraza, entre
las coscojas y enebros incendiados, entre los troncos de pino quemados y caídos, y entre
las matas de Ulex parviflorus muertas en pie (NECROMASA).
En las otras dos laderas muestreadas se observó también cómo la especie Brachypodim
retusum dominaba la vegetación post incendio e interconectaba entre las distintas
manchas resultantes de la distribución heterogénea espacial de la vegetación post
incendio. Los resultados calculados por el propio modelo LFA comprobaron las
conclusiones descriptivas de la vegetación, dando tasas de recubrimiento categóricas
más altas al estrato vegetal MIXTO, seguido por el estrato SUB.HERBÁCEO, el estrato
HERBÁCEO y luego para el HERBÁCEO PERENNE (ilustrado en la figura 3.8 del
capítulo 3). Sin embargo, la especie Brachypodium retusum resultó ser dominante en
cuanto a las tasas de recubrimiento especifico, sobre el recubrimiento de las demás
especies, seguida por la especie Erica multiflora. En los estudios de Pausas et al.,
(1999), De Luis et al. (2004) y Caturla et al. (2000), sobre la dinámica de la vegetación
después del incendio en el sureste de la península Ibérica, se observó también una clara
dominancia en cuanto al recubrimiento específico de la especie perenne Brachypodium
retusum en la fase precoz de la sucesión secundaria de la vegetación.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
169
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
170
Figura 4.23. Fotografías de las laderas incendiadas: 1, 2 y 3, respectivamente, en el verano del sexto
año posterior al incendio (2008).
Vistas las posibles complicaciones para pronosticar el desarrollo de la vegetación post
incendio a largo plazo, debido a la limitada escala temporal humana, se analizó esa
dinámica sucesional a corto plazo a partir del tercer año post fuego forestal, permitiendo
analizar hasta ahora la fase de competencia previa a la marcación de las especies o la
especie principal (dominante), las especies acompañantes y las especies accidentales.
Esto quiere decir que, las proporciones de recubrimiento vegetal correspondientes a las
especies o a los estratos de vegetación, a lo largo de los transectos realizados durante los
cuatro años de seguimiento, reflejan un proceso de competencia continuo durante el
establecimiento de unas especies u otras sin poder marcar todavía la especie o especies
claves que llegan a determinar la denominación de dicha población vegetal.
Los 6 años, tras el paso del incendio (2002-2008), representan un periodo de
establecimiento de las especies en la superficie del pinar quemado, según las
condiciones creadas por el propio incendio, las especies oportunistas ya instaladas y,
desde luego, las condiciones bioclimáticas durante todo el periodo de sucesión que
pueden favorecer la instalación de unas especies en perjuicio de otras. Estamos
hablando pues, del matiz aportado por los fitosociólogos más clásicos. En una etapa
inicial, inmediata al paso del incendio, se instalan las especies invasoras que aprovechan
la presencia abundante del nitrógeno para expandirse en la superficie quemada del
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
171
suelo. Esto vendrá seguido por el establecimiento y el crecimiento voraz de la especie
Brachypodium retusum. Justo después entran en competencia los caméfitos y
nanofanerófitos que aprovechan las condiciones favorables de luz, que todavía existían,
para poder establecerse en el medio. Estas condiciones de luz, junto a las condiciones de
humedad del suelo, son las favorables para la germinación de las semillas de pino
carrasco provenientes de la explosión de las piñas serótinas. La llegada de los primeros
rebrotes de coscoja y enebro, también sigue esa cadena de sucesión de la vegetación,
aunque cambia su dirección en contra de las especies heliófilas, cuando empiezan a
tener un tamaño suficiente que impide la llegada de la luz a estas plantas. Este proceso
de sucesión secundaria ha sido descrito por De la Torre García (1997) que se dedicó a
estudiar la fitosociología de la zona: la flora, vegetación e incluso los suelos,
principalmente en la cuenca del Alto Vinalopó hasta la sierra del Maigmó, en la
provincia de Alicante, elaborando las series de sucesión de la vegetación en esta zona
del sureste peninsular.
La rápida colonización de la vegetación durante los 3 primeros años tras el incendio:
2002, 2003, 2004, corresponden a los 2 primeros ciclos de la dinámica sucesional
descrita por Hobbs (1995): ciclo de explotación y ciclo de conservación. Por lo tanto, el
periodo posterior, monitoreado en este estudio, se corresponde con el ciclo de
liberación, por el que se produce una liberación brusca de nutrientes y más acumulación
de biomasa, además del inicio del ciclo de reorganización, caracterizado por la
disponibilidad de nutrientes y su movilización. A largo plazo, la competencia se verá
marcada por las dos especies: la especie natural originaria de la zona, que es la Coscoja
(Quercus coccifera), y la otra especie, el pino carrasco (Pinus halepensis), que ha sido
introducida en los proyectos de repoblación y seminaturalizada a lo largo del tiempo.
Estas dos especies podrán formar una población forestal mixta o inclinar el peso hacia
una de las dos, formando a su vez una población neta de frondosas o bien de confieras.
4.5.2.3. La perturbación del incendio como factor legado
Antes de hacer cualquier previsión, sobre la evolución de un ecosistema perturbado, hay
que analizar en profundidad el régimen de la perturbación (frecuencia, intensidad y
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
172
recurrencia) y el régimen de la actividad humana. Por ejemplo, las terrazas de cultivo
abandonadas, y repobladas posteriormente con pinos, favorece la acumulación de
combustible debido a la colonización de las especies pioneras (Baeza et al., 1998). Esto
tendría una influencia sobre el devenir de la estructura y composición de las
comunidades vegetales y podría llegar a afectar la resiliencia de la vegetación
establecida tras el incendio (Tatoni, 1992).
Evidentemente, la dinámica sucesional de la vegetación post incendio estará
condicionada por más factores, empezando por el grado de recurrencia del propio
incendio forestal sobre esta zona, su intensidad, severidad, tamaño y duración
(Duchesne y Hawkes, 2000), también las condiciones bioclimáticas, particularmente de
temperatura y precipitación, además de los procesos de diseminación y propagación de
semillas por el viento o por el efecto percha. Estos procesos moldean la composición
específica y la estructura horizontal y vertical de la vegetación climácica de la zona.
Terradas (2001) pudo constatar claramente que en ciertos tipos de perturbación, y en
determinadas comunidades, el legado que queda tras el paso de la perturbación es muy
grande y, como consecuencia, se produce una rápida recuperación (autosucesión). La
importancia del legado varía mucho en función de la clase de perturbación, su
intensidad, la gravedad de los efectos causados, la extensión afectada, el momento del
día y del año en que se ha producido, las características de los individuos y de las
especies activas en el momento de la perturbación, así como la diversidad de especies
previamente establecidas. Pero, incluso en los ecosistemas mediterráneos, no siempre la
vegetación responde con autosucesiones. Así, en muchas poblaciones de confieras como
en el caso de los pinares mediterráneos, la regeneración natural se complica cuando se
produce un incendio tras otro con un periodo intermedio muy corto, siendo
obstaculizador para la germinación de semillas, sobre todo cuando ocurre antes de la
maduración sexual de los individuos germinados. Este escenario, de recurrencia de
incendios, aparece en las cercanías del perímetro incendiado objeto de este estudio (Fig.
4.24). Se llegó a registrar incendios anuales en la zona durante 5 años consecutivos
(desde 1993 hasta 1997), antes de ser producido en 2002 en el perímetro de estudio.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
173
Con estos datos, la sucesión tampoco es un paradigma tranquilizador para la respuesta
de la vegetación mediterránea a las perturbaciones que podrían considerarse naturales,
como en el caso del fuego. A veces hay autosucesión, otras menos y en otras no las hay
en absoluto.
Figura 4.24. Mapa de recurrencia de incendios en la sierra del Rentonar. Benifallim.
Torremanzanas. Alicante. Fuente: Servicio de cartografía del Centro de Estudios Ambientales del
Mediterráneo (CEAM).
En el primer capítulo de este bloque se definió la vegetación dominante como un
matorral asociado a carrascal (Ruiz de la Torre, 1993; Gil Olcina, 2000), perteneciente
al dominio vegetal del carrascal sublitoral. La presencia de manchas de bosque mixto de
encina y pino carrasco, en las elevadas altitudes de las laderas, indica la vegetación
originaria de la zona, que podría ser la vegetación potencial bajo condiciones
bioclimáticas óptimas. Sin embargo, la presencia de un matorral rejuvenecido,
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
174
compuesto por especies colonizadoras pioneras, debido a la alta recurrencia de los
incendios en este entorno del semiárido del Mediterráneo (Fig. 4.24), pone en duda el
estadio final de la vegetación potencial. Por ello, la determinación del modelo de
sucesión secundaria hacia la vegetación potencial, que algunos autores describen como
clímax para la comunidad eco-climácica, hace referencia a la vegetación potencial para
todo el conjunto de comunidades vegetales finales posibles en su territorio natural.
Así, con el paso del tiempo, dichas comunidades llegan a estar en equilibrio dinámico
con los factores bióticos y abióticos de su hábitat, incluyendo el factor incendio, debido
a que la vegetación típica perenne, tanto leñosa como herbácea, de las regiones de clima
mediterráneo está adaptada al paso de los incendios, por lo que entre las plantas que la
integran se observan diversas estrategias de respuesta frente a los mismos. Mientras
unas especies aprovechan el paso del incendio para repartir sus semillas, que pueden
germinar con rapidez aprovechando el descenso de la competencia, otras pueden
rebrotar tras el paso del fuego, aprovechando, ambos tipos, los nutrientes
proporcionados por las cenizas para situarse con ventaja frente a otras especies que se
hayan visto más afectadas por los efectos del fuego o que puedan instalarse después
(Buhk et al., 2006).
Además, la técnica diacrónica de estudio de la respuesta de pastizales perennes y
matorrales mediterráneos frente al fuego, comparando la situación anterior al paso del
fuego, reflejada en parcelas contiguas a la zona incendiada, con la generada después del
incendio, podría servir para determinar la trayectoria de la vegetación hacia este estadio
control, pero no sería tan eficaz cuando la historia de los incendios se acentuara en
términos de recurrencia, intensidad, severidad, tamaño y duración. Los incendios que en
los últimos años se han dado en el sureste de la península Ibérica, y particularmente en
la Comunidad Valenciana, son motivo suficiente para temer que esta perturbación
favorezca, cada vez más, el proceso de colonización de pioneras (Verdú, 2000; Pausas
et al., 2004). Estas especies aparecerán con más abundancia y diversidad de taxones
(Baeza et al., 2007), cambiando el rumbo de las series de vegetación a lo largo de la
sucesión secundaria, o incluso afectando la capacidad de regeneración de estas áreas del
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
175
Mediterráneo, causando una baja capacidad de regeneración post incendio (Abad et al.,
1997).
Viendo las imágenes 1, 2 y 3 (Figura 4.23), de las correspondientes laderas incendiadas
de la zona de estudio, que muestran el estado de la vegetación en el sexto año post
incendio, da una impresión optimista a partir del manto vegetal establecido, sobre todo
haciendo una comparación con la desprotección del suelo generada tras la eliminación
completa de la vegetación por el incendio. El establecimiento progresivo de la
vegetación ha ido aumentando con el paso de los años, dando lugar a la auto-sucesión
del propio ecosistema como respuesta al impacto causado por el fuego forestal sobre el
pinar carrasco y el matorral bajo. Las curvas ascendentes del área vegetal, examinadas
a lo largo del periodo de seguimiento, apoyan el proceso de sucesión progresiva de los
estadios de la vegetación post incendio.
En el capítulo anterior se observó que los indicadores funcionales, a lo largo del periodo
de seguimiento, tendieron a igualar los valores control. Esto no quiere decir que no
hubiese diferencias en el funcionamiento, pero contribuye a concluir que el pinar
incendiado pudo recuperar su estado funcional existente antes del paso de la
perturbación del fuego. Incluso las tendencias en el área vegetal y recubrimiento vegetal
llegaron a tener los mismos valores que las vertientes no incendiadas (control). Este
modelo ha sido descrito por primera vez por Hanes (1971), que constató que este
modelo llamado auto-sucesional, era bastante frecuente, particularmente en regiones de
clima mediterráneo.
El pinar carrasco del sureste peninsular, degradado por un incendio de baja a media
intensidad, y las condiciones bióticas y abióticas del Mediterráneo, presentes en el
periodo post incendio, permitieron que el propio sistema incendiado recuperase parte de
la vegetación, protegiendo el substrato edáfico frente a la erosión hídrica y permitiendo
la activación del proceso auto-sucesional de la vegetación post incendio hacia una
composición potencial previamente establecida antes del paso de la perturbación del
fuego.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
176
4.6. Conclusiones
A fin de reforzar nuestra comprensión de la sucesión secundaria, tras el paso del
incendio por el pinar mediterráneo, se recurrió al modelado de las trayectorias del
recubrimiento vegetal total y por estrato de vegetación, además de las trayectorias del
funcionamiento total de suelo y funcionamiento categórico bajo los distintos grupos
funcionales.
La auto-dinámica de los procesos edáficos funcionales del pinar incendiado mostró
tendencias crecientes en cuanto a los índices de funcionamiento total y categórico, de
estabilidad e infiltración, y con una tendencia decreciente en cuanto al índice de
reciclado de nutrientes, total y categórico, siendo sometidas a procesos no estacionarios
(cíclicos) del modelado de dichas variables estudiadas.
Las tendencias modeladas de los índices categóricos de funcionamiento edáfico del
ecosistema incendiado, mostraron los valores más elevados para los grupos funcionales:
MIXTO, ARBÓREO, ARBUSTIVO, SUB-ARBUSTIVO y HERBÁCEO PERENNE,
mientras que las tendencias más bajas correspondieron a las categorías: SUELO
DESNUDO, NECRO-MASA EN PIE y LOG (troncos caídos).
El pinar incendiado mostró una autosucesión secundaria, respecto a las tasas de
recubrimiento vegetal, marcando una tendencia creciente a lo largo de 7 años post
incendio, alcanzando valores de referencia presentes en el pinar no incendiado.
El modelado de las cadenas simples de Markov mostró que el estrato Mixto presentaba
el valor más elevado en cuanto el recubrimiento vegetal tras el paso del incendio,
seguido por los estratos: ARBUSTIVO, SUB-ARBUSTIVO, LOG, GRAMÍNEAS
PERENNES, seguido por NECROMASA EN PIE (SDB).
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
177
Las pautas establecidas para los índices de funcionamiento del suelo, en el pinar
incendiado a medio plazo, presentan la evolución y comportamiento de auto-dinamismo
y de autosucesión de dicha población tras el paso del incendio.
Los índices de funcionamiento edáfico y de recubrimiento vegetal por estrato de la
vegetación, en el pinar no incendiado, sirvieron como valores de referencia hacia los
cuales se proyectaba la modelización de las tendencias de cada variable indicadora
estudiada.
Se pudo demostrar que, en la cuenca del Mediterráneo, las poblaciones del pinar
carrasco mostraron un comportamiento resiliente después del paso del fuego forestal de
baja-media intensidad, dando lugar a una respuesta de autosucesión dinámica
presentada en la recuperación de las tasas de recubrimiento total y categórico, además
de los índices funcionales del suelo contrastados antes del paso del incendio.
Fitosociológicamente, interpretando los resultados obtenidos, se constata que la
sucesión del pinar mediterráneo, después del incendio, no siempre conduce a unas series
de vegetación de agradación o de degradación, sino también a las mismas series de
vegetación con las mismas proporciones de recubrimiento total y por estrato de
vegetación, mediante el proceso de auto-sucesión. Funcionalmente, se puede afirmar
que el pinar mediterráneo incendiado mostró una reacción de auto-recuperación
funcional, tras el paso de la perturbación presentada, en la evolución hacia los índices
de funcionamiento del sistema no incendiado.
Las trayectorias de agradación futuras de los índices de funcionamiento edáfico, además
de las tendencias crecientes del recubrimiento de la vegetación y su distribución según
la estructura vertical y horizontal de la vegetación, apuntan en su totalidad a una
dinámica resiliente del pinar incendiado mediante un proceso conocido como
homeóstasis. Esta capacidad de auto-regulación se adquirió gracias a la recuperación de
los procesos funcionales del ecosistema tras el paso de la perturbación del fuego.
Capitulo 4: Trayectoria funcional natural del pinar incendiado. Auto-sucesión delfuncionamiento del suelo y de la vegetación.
178
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del sureste de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiárido mediterráneo.
179
BLOQUE (II):
Restauración de áreas degradadas del semiáridomediterráneo tras el uso intensivo agrícola,seguido por el abandono de tierras. Evaluacióndel éxito del proyecto de reforestación en laestabilización de suelos, la mejora en estructuray funcionamiento de las comunidades vegetalesestablecidas.
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del Sur Este de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiáridomediterráneo.
180
II. I. Introducción
Partiendo de una concepción ecologista, protectora delos recursos naturales, el ser
humano parte como responsable de los impactos provocados en los ecosistemas
naturales de la Tierra. El hombre, como especie ubicua, se encuentra presente en
cualquier rincón del planeta ejerciendo su poder y explotando los recursos naturales a su
alcance.
Según la distribución de la población mundial, es posible observar cómo las principales
poblaciones se concentran en los sitios con más recursos, ya que suponen mayor
facilidad para alcanzar el desarrollo económico y el bienestar. La explotación intensiva
de recursos se ha dejado notar de forma destacada cuando confluía con unas
condiciones ambientales adversas que obstaculizaban la recuperación de los ecosistemas
tras los procesos de degradación.
La degradación de tierras, causada por una serie de factores, como la eliminación de la
vegetación, para extracción de madera; el sobrepastoreo o el movimiento de tierras, para
la construcción de grandes infraestructuras, ha supuesto, en casos extremos, la erosión y
hasta la desaparición de algunos horizontes superficiales del suelo (Fernández, 2002).
Algunos investigadores consideran que el impacto antropogénico ha podido inducir
estos niveles de degradación, reduciendo la capacidad de los suelos para soportar el
impacto humano y la presión del ganado y de los animales silvestres (Reynolds y
Stafford, 2002). Otros autores consideran que la degradación ha sido el resultado de las
sequías y, posiblemente, intensificada en algunas áreas por el cambio climático (García-
Riuz et al., 2013; Bakker et al., 2007). Este es el caso de los ecosistemas mediterráneos
en donde los ecosistemas naturales llegaron a perder su identidad debido a la extracción
de la madera, la recurrencia de incendios y el cambio en el uso de suelos (López-
Bermúdez, 2008). Desde estos ecosistemas mediterráneos, los del sureste de España
particularmente; han llegado a la insostenibilidad a causa de la interacción entre el
clima, la topografía, características del suelo y la actividad humana en estas tierras
(Alados et al., 2011).
La respuesta de los ecosistemas naturales terrestres a las cambios meteorológicos, junto
a las interacciones entre las diferentes formas antrópicas de degradación de las tierras,
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del Sur Este de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiáridomediterráneo.
181
producen las dimensiones de la desertificación (Reynolds, 2013). El término
desertificación apareció a mediados de los años 1970, cuando la zona del Sahel africano
conoció un periodo de casi 20 años de precipitaciones bajas, y una pronunciada sequía
que duró5 años. Las condiciones meteorológicas adversas, en este caso, eran el factor
principal que desencadenó la degradación de tierras provocando la aridez de los
terrenos y la pérdida continua de recursos hídricos y nutrientes de los suelos. Lo que nos
lleva a definir la degradación de tierras como la reducción o la pérdida de la
productividad económica y biológica, y la complejidad de los ecosistemas terrestres,
incluyendo suelos, vegetación y otras biotas, y a todos los procesos: ecológicos,
biogeoquímicos, hidrológicos que operan entre ellos (Reynolds, 2013). En este famoso
caso de desertificación, ocurrido en la zona del Sahel, se generó un estado de aridez
muy grave originado por las escasas precipitaciones, concluyendo un índice de aridez
muy bajo (< 0,005). Este índice se define como el cociente de la precipitación media
anual sobre la evapotranspiración potencial, lo que implica un balance negativo entre las
ganancias y pérdidas de agua del ecosistema, generando un déficit hídrico. Además, se
considera la aridez de los suelos como una de las principales causas de vulnerabilidad
frente a los procesos erosivos, debido principalmente a la baja cobertura vegetal, y al
mayor riesgo de salinización, en caso de establecer sistemas de riego en dichas tierras.
A estos problemas es necesario añadir, que los suelos de ambientes áridos y semiáridos
suelen ser poco diferenciados, con horizontes poco definidos, de escasa profundidad y
una reducida capa orgánica. En estas tierras áridas los suelos son pobres en materia
orgánica y agregados, lo que disminuye la estabilidad de los suelos y la capacidad de
infiltración del agua. Estos terrenos son más susceptibles a formar la capa hidrófoba
porque cuando sube el agua por capilaridad desplaza la capa de sales hacia los
horizontes superiores, lo que hace que el suelo sea impermeable, formando costras de
sales tras la aplicación del riego. Los suelos áridos son muy pobres en nitrógeno por
ausencia de leguminosas fijadoras de nitrógeno. Todas estas características hacen que
las zonas áridas sean proclives a toda forma de degradación y empobrecimiento de
tierras, siendo más susceptibles a ser desertificadas tras un uso continuado bajo unas
condiciones bioclimáticas severas. El proceso de degradación ocurrido en la zona del
Sahel ha sido un proceso dinámico causado por la interacción y retroalimentación de los
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del Sur Este de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiáridomediterráneo.
182
múltiples factores mencionados, provocando los estados de degradación
desencadenados en serie hacia la desertificación.
A consecuencia de los hechos, se celebró en Nairobi (Kenia), en el mes de noviembre
de 1977, la primera conferencia de las Naciones Unidas sobre la desertificación
(Programa de Acción Nacional de Lucha contra la Desertificación, 2008), donde se
formuló la primera definición del paradigma de la desertificación como: “las diferentes
formas de degradación de tierras áridas y semiáridas y subhúmedas por agentes
naturales y/o antrópicos”.
Las zonas áridas cubren el 41% de la superficie terrestre y son hogar de más del 38% de
la población mundial (Reynolds et al., 2007a; Cortina et al., 2011; Reynolds, 2013).
Entre un 10 y un 20% de estas zonas presentan formas muy severas de degradación de
suelos, sabiendo que esta estimación aumentará aún más debido al incipiente efecto del
cambio climático y el crecimiento de la población mundial.
En el mapa mundial de las áreas sometidas a desertificación (ver mapa. I.II.), se observa
que España es el único país europeo con zonas de muy elevado riesgo de desertificación
de tierras.
Las zonas en color amarillento indican la presencia de ecosistemas desérticos y ecosistemas
amenazados por la desertificación (en vía de desertificación).
Figura II.I. Mapa mundial de clases de degradación de tierras (Fuente: Programa de Acción
Nacional de Lucha contra la Desertificación, 2008).
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del Sur Este de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiáridomediterráneo.
183
En 1981, se estableció por primera vez en España el proyecto de Lucha contra la
Desertificación en el Mediterráneo, Proyecto LUCDEME, actualmente desarrollado por
la dirección General del Medio Natural y Política Forestal, dando el privilegio a España
de recoger las recomendaciones para la lucha contra la desertificación (Programa de
Acción Nacional de Lucha contra la Desertificación, 2008).
Catorce años después de la primera conferencia de Nairobi, se celebró en 1992 la
cumbre de la Tierra o cumbre de Río, donde se consideró que la desertificación era una
materia fundamental de la Agenda 21 de la “United Nations Convention to Combat
Desertificación” (UNCCD), llamando a celebrar otra cumbre sobre la desertificación.
En 1994 la comunidad internacional reconoció por primera vez en el Acta de las
Naciones Unidas de Lucha contra la Desertificación, aprobado en Paris, que el
fenómeno de la desertificación es el mayor problema de carácter ambiental y
socioeconómico que afecta a muchos países en todas las regiones del mundo. Dos años
más tarde, en el 26 de diciembre de 1996, entró en vigor la convención de la Naciones
Unidas para la lucha contra la Desertificación, en particular en los países Africanos, ya
que se consideraban los más afectados del planeta en cuanto a la superficie desertificada
y a la severidad de la degradación. Esta convención fue firmada por 191 países, entre
ellos España, que más tarde ratificaba su contenido a través del Boletín Oficial del
Estado (11 de febrero de 1997).
A raíz de la devastadora desertificación, que conoció el continente africano, cundió la
alarma entre la comunidad científica y política de todo el mundo. Desde entonces se
consideró como el mayor desafío del milenio en el plano medioambiental y
socioeconómico. Durante todos estos años se hicieron muchos esfuerzos por parte de las
entidades científicas, de planificación y de toma de decisiones, para poder paliar los
efectos de la desertificación. Los avances adquiridos en materia de restauración
ecológica y ordenación integral pudieron renovar el optimismo para enfrentarse a este
grave problema.
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del Sur Este de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiáridomediterráneo.
184
Los estudios de seguimiento y monitoreo de los casos prácticos de restauración
ecológica, alrededor del mundo, han ido recogiendo las herramientas necesarias de
diagnosis de estos ecosistemas degradados, a pesar de las diferencias en cada caso de
desertificación. Los procesos de degradación en cadena, provocados en la zona del
Sahel, las condiciones bioclimáticas, las formas de empobrecimiento de los suelos, las
actividades humanas, que acentuaron el proceso de desertificación, son distintas a las
que concurren en Europa, América y en el resto de continentes. En las zonas de la orilla
sur del Mediterráneo se presentó otro proceso desencadenado de degradación, debido a
la práctica intensiva de la agricultura y la ganadería extensiva no controlada. En el caso
del Magreb, los procesos de degradación se vieron agravados por las condiciones
bioclimáticas severas, presentes en las áreas áridas y semiáridas, además del pertinente
riesgo del avance de los desiertos. En la orilla norte del Mediterráneo fueron otros los
motores de la desertificación: la tecnificación agrícola, la litoralización de la población
y el abandono rural de los cultivos y los pastos. En Estados Unidos de América ha sido
también la sobreexplotación en el uso de la tierra lo que provocó una situación de
degradación severa en las áreas de los grandes cultivos. La sobreexplotación de los
suelos agrícolas, para la producción de cereales de exportación hacia Europa, pudo
agotar los recursos del suelo. Sobre todo cuando confluyó un período de sequía con
fuertes vientos cálidos que causaron una erosión eólica muy severa tras 30 años de
explotación intensiva de tierras.
En definitiva, el proceso de desertificación gira siempre alrededor del mismo concepto:
la interacción entre los procesos degradativos de actividad humana en la explotación de
los recursos naturales del ecosistema y la presencia de las variaciones climáticas
adversas que refuerzan aún más los estados de degradación.
En España, el programa de Acción Nacional contra la Desertificación (PAND) diseña
las acciones programadas en el tiempo, respondiendo a las preguntas: cómo, cuándo y
dónde actuar respecto a la problemática de la desertificación. Este Plan de Acción
Nacional contra la Desertificación ha sido reforzado en materia de legislación con otros
planes nacionales secundarios. Por un lado, se establecieron los planes hidrológicos de
cuenca y plan hidrológico nacional (aprobado en 2001) que contiene el documento de
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del Sur Este de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiáridomediterráneo.
185
trabajo del PAND, considerando las estrategias del plan de lucha contra la
desertificación y la gestión de los recursos hídricos. Este plan ha sido seguido por los
planes de explotación de unidades hidrogeológicas, donde se enmarcaron desde
entonces las actuaciones de Restauración Hidrológico-Forestal (RHF). Por otro lado,
fijaron las grandes líneas de los Planes y programas en el ámbito forestal (aprobado
en 2002). Estos dos planes enfocan objetivos en materia de restauración hidrológico-
forestal, control de la erosión y lucha contra la desertificación. Estos objetivos son los
siguientes:
- Protección del suelo frente a la erosión y la desertificación.
- Regulación de avenidas y provisiones de agua.
- Planificación dinámica de la cuenca hidrográfica enfocada a una gestión
sostenible y global de los recursos naturales de agua, suelo y vegetación.
(Fuente: Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación).
Desde la Generalitat Valenciana, y a través de sus líneas de financiación y de los
diversos programas nacionales y europeos, se elaboró el programa de restauración de la
cubierta vegetal en la Comunidad Valenciana, que forma parte del amplio programa de
I+D+I de la Fundación Centro de Estudios Ambientales del Mediterráneo (CEAM). En
este programa de I+D, ligado a la gestión forestal y la lucha contra la desertificación, se
están analizando las causas de la desertificación en ambiente mediterráneo semiárido
sub-húmedo, y se están desarrollando tecnologías de restauración de ecosistemas
degradados (Vallejo y Alloza, 2004). Dentro de este programa de gestión forestal ha
llegado a poner en marcha algunos proyectos piloto. Uno de los más destacados es el
proyecto piloto de lucha contra la desertificación, ejecutado en la cuenca hidrográfica de
Albatera de la provincia de Alicante (sureste de España). En este proyecto se ensayaron
las técnicas más innovadoras para condiciones climáticas semiáridas del Mediterráneo y
substratos altamente degradados. Los resultados de este proyecto piloto han ido
introduciéndose en el proyecto europeo REACTION, como base de datos de las técnicas
de restauración más eficientes en los proyectos monitoreados.
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del Sur Este de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiáridomediterráneo.
186
Este segundo bloque se dedica a evaluar el éxito de las técnicas de restauración
implementadas en el proyecto de demostración de lucha contra la desertificación.
Principalmente, se centra en seguir el cumplimiento de los objetivos de las tareas de
repoblación forestal y restauración ecológica subyacente a este proyecto, en cuanto a:
- El establecimiento de las especies introducidas y la recuperación de la cobertura
vegetal de la cuenca hidrográfica a la situación previa al impacto antropogénico
causado.
- Aumentar la diversidad específica y funcional con el fin de mejorar la
estabilidad del sistema contra la erosión hídrica de los suelos y recuperar su
resiliencia.
- La mejora de la estructura y funcionamiento del ecosistema restaurado, mediante
el incremento en número y tamaño de manchas de vegetación, creando una
mejor distribución de la vegetación que optimice la asimilación de agua y
nutrientes.
- Prevenir los procesos de degradación causados por las frecuentes tormentas
torrenciales, y evitar a su vez las posibles inundaciones y las pérdidas de suelos
provocadas por las riadas.
Bloque 2: Restauración de las tierras áridas del Sur Este de España. Proyecto de demostraciónde lucha contra la desertificación en el semiáridomediterráneo.
187
CAPITULO 5:.........................................................................187
Evaluación de la efectividad de los tratamientos de restauraciónecológica en el éxito de la reforestación en áreas semiáridasdegradadas del Mediterráneo. Albatera. Alicante. España.5.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 1885.2. ÁREA DEL ESTUDIO Y ANTECEDENTES ............................................ 1935. 3. DISEÑO EXPERIMENTAL..................................................................... 195
5.3.1. Tratamientos de restauración...............................................................................................196
5.4. MATERIALES Y MÉTODOS................................................................... 1985.5. ANÁLISIS ESTADÍSTICO....................................................................... 1995.6. RESULTADOS........................................................................................ 200
5.6.1. Efecto de los tratamientos de restauración aplicados sobre las tasas de supervivencia totalde las especies plantadas................................................................................................................2005.6.2. Efecto de las tasas de restauración aplicados sobre las tasas de crecimiento en altura de lasespecies plantadas............................................................................... ¡Error! Marcador no definido.5.6.3. Efecto de las acciones de restauración aplicados sobre las tasas de erosión generadas .....2045.6.4. Precipitaciones acumuladas en la fechas de muestreo, a lo largo del periodo de seguimiento........................................................................................................................................................205
5.7. DISCUSIÓN ............................................................................................. 2085.7.1. Establecimiento de las plantas introducidas.........................................................................2085.7.2. Conservación de los suelos ...................................................................................................211
5.8. CONCLUSIONES ................................................................................... 2125.9. REFERENCIAS BIBLIOGRAFÍAS . ¡ERROR! MARCADOR NO DEFINIDO.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
188
CAPITULO 5:
Evaluación de la efectividad de los tratamientos de restauraciónecológica en el éxito de la reforestación en áreas semiáridasdegradadas del Mediterráneo. Albatera. Alicante. España.
5.1. Introducción
La cuenca mediterránea presenta una historia de usos del suelo milenaria, donde las
perturbaciones antropogénicas son un elemento fundamental en la comprensión del
paisaje (Naveh, 1990). Muchos de los montes mediterráneos han sido explotados de
forma intensiva en épocas pasadas, se ha eliminado totalmente el cortejo florístico
natural de estas zonas, transformándolos para instalar actividades agrícolas, o para
recoger leña o bien para la explotación del carbón vegetal. La antropogenización de
estos ecosistemas naturales durante muchas décadas ha causado pérdidas enormes en la
biodiversidad global, ha agotado los nutrientes de los suelos e incluso ha provocado la
pérdida de los mismos, lo que ha hecho muy difícil recuperar la vegetación originaria de
estas zonas (Maestre et al., 2004; Bonet y Pausas, 2004).
Las condiciones climáticas muy limitantes, presentes en las zonas del piso bioclimático
semiárido mediterráneo, ha aumentado el grado de vulnerabilidad, lo que causó niveles
más elevados de degradación en estos ámbitos frente a cualquier tipo de perturbación.
La intensidad, tamaño y frecuencia de las perturbaciones pueden llevar los ecosistemas
vulnerables a estados de degradación irreversibles en el caso de superar el umbral de
tolerancia del propio ecosistema (Cortina y Vallejo, 1999; Reynolds et al., 2005;
Cortina et al., 2006). Eliminar la vegetación autóctona de las zonas naturales y la
eliminación delos suelos, son los principales impactos provocados por el hombre, que
han acentuado la tendencia de estos ecosistemas hacia estados de desertificación
(Vallejo, 1997). Este problema inquietante ha obligado a los científicos a averiguar las
verdaderas causas de la degradación, las estrategias de prevención y las posibles
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
189
acciones de rehabilitación ecológica de los ecosistemas degradados (Rubio y Recatalá,
2006; Bautista et al., 2010).
La revegetación, y por extensión la restauración, se considera una de las técnicas
disponibles para mitigar los efectos de la desertificación y aún revertir este complejo
fenómeno (Nykvist, 1983; Vallejo et al., 2000a; Reynold, 2001). En muchos casos, los
suelos de los ecosistemas terrestres sufrieron agotamiento progresivo de recursos para la
planta, provocando una pérdida de fertilidad a lo largo del uso intensivo de dichos
suelos. En los casos de pérdida de nutrientes y de sustrato de los suelos, en las áreas
desertizadas, entran las diferentes labores de rehabilitación en forma de aportaciones
orgánicas y de sustrato de suelo a fin de crear más horizontes edáficos y recuperar la
microbiota del suelo. Cuando las condiciones de establecimiento de la vegetación estén
disponibles se suele proceder a la plantación o la siembra con el fin de estabilizar los
suelos a merced de los procesos erosivos. Como acción básica, la recuperación de la
cubierta vegetal siempre ha sido la tarea prioritaria en los programas de lucha contra la
desertificación (López Cadenas, 1984; Gómez, 1999; Rojo, 2000).
La vulnerabilidad de los ecosistemas mediterráneos es la clave para su preservación
contra cualquier tipo de perturbación, donde la diagnosis de sus puntos vulnerables es la
estrategia más correcta para su rehabilitación (Rojo Serrano et al., 2009). Por ello,
dirigir las acciones de restauración hacía los puntos de sensibilidad del ecosistema
dañado sería un paso inicial hacia la reducción del grado y severidad de degradación.
Evidentemente, la recuperación de la componente vegetal del ecosistema es la técnica
natural más idónea para proteger los terrenos frente a la erosión y degradación de
suelos. La recuperación de la cubierta vegetal aporta más estabilidad al suelo, siempre
que se establezcan los distintos estratos de la vegetación en su estructura vertical, ya que
proporciona una mejor intercepción del agua de lluvia (Vallejo, 1996). Dicha estructura
vegetal se consigue introduciendo especies forestales de distintos grupos funcionales,
mejor adaptadas a las condiciones bióticas y abióticas de las áreas objeto de
restauración.
Por ello, en España, desde los años 1940, se optó por una política de reforestación,
llegando a repoblar alrededor de 2,5 millones de hectáreas, que suponen un 5% de la
superficie del territorio español (Molina et al., 1989). Las primeras reforestaciones
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
190
modernas tuvieron como objetivo fundamental la restauración de cuencas hidrológicas
con frecuentes inundaciones y la fijación de dunas (Gómez, 1992), y en los años
1970comenzó el programa de repoblaciones de conservación, mejora y revalorización
de los montes para incrementar el nivel de madurez de los bosques y mejorar su
estructura, mediante el establecimiento de comunidades vegetales de alta capacidad de
respuesta al fuego y resistencia a la sequía, las perturbaciones más recurrentes en la
cuenca del Mediterráneo.
Cabe mencionar además, que el suelo es un factor primario en la productividad de los
ecosistemas terrestres y la pérdida de suelo es un proceso prácticamente irreversible a
escala humana, por lo que un objetivo prioritario de la restauración forestal debe ser la
conservación de dichos suelos (Vallejo, 1996). Desde que se proclamara la alerta de
desertificación en la zona del Sahel africano en el año 1977, se ha extendido este
proceso por diversas áreas del planeta. El uso intensivo del suelo, seguido por el
abandono de las tierras agrícolas, los incendios forestales recurrentes y el aumento de
los periodos de sequía, debido al cambio en las temperaturas y lluvias, ha acentuado la
degradación de los ecosistemas terrestres (Arnalds y Arsher, 2000). Actualmente, se
estima que las zonas áridas forman el 40% de la superficie de terrestre (Reynolds, 2002;
Cortina et al., 2011b) y que el 10-20% de estas zonas están expuestas a la
desertificación (Fernández, 2001; Cortina et al., 2011a). En el mapa de las áreas
afectadas por la degradación aparece España como el único país en la Europa occidental
con importantes zonas sometidas a procesos de desertificación calificados como muy
graves (Programa de Acción Nacional Contra la Desertificación, 2008).
Así, diversas entidades administrativas y de gestión medioambiental están analizando
las “Medidas de prevención y restauración en la lucha contra la desertificación”. A
nivel de los países del norte del Mediterráneo, el Centro de Estudios Ambientales del
Mediterráneo (CEAM) anunció que España es el país más afectado en Europa por el
proceso de la desertificación, y especialmente el sur de la provincia de Alicante, ya que
posee un entorno climático desfavorable (Vallejo, 2003). La presión climática sobre
estas zonas degradadas, al igual que en la zona de estudio, contribuye a incrementar el
riesgo de desertificación. El estado severo de degradación, presente en la zona de
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
191
estudio, hizo que sea prioritariamente restaurada bajo el proyecto de demostración de
lucha contra la desertificación (Conselleria de Medio Ambiente, 2001).
A largo plazo, los trabajos de rehabilitación ecológica enfocan la mitigación de los
procesos erosivos, el logro de recuperar la vegetación natural, y la rehabilitación del
funcionamiento del ecosistema reforzando su capacidad de resiliencia (Rojo Serrano et
al., 2009). En este contexto, se ha mostrado en el trabajo de Gondard et al. (2003) que
la tala selectiva de un pinar y el resultante removimiento de suelo y de su capa orgánica
favorecen la creación de nuevos grupos funcionales y de un mosaico de especies
vegetales que, probablemente, contribuyan en la autoregeneración de comunidades
mixtas de las plantas existentes antes de la aplicación de esta tala, aumentando a su vez
la biodiversidad específica. A raíz de estas constataciones, la elección de especies
vegetales es un factor clave a la hora de ejecutar proyectos de restauración y
recuperación ambiental (Tekle y Bekele, 2000). Por ello, se decidió introducir una gama
de especies vegetales nativas en este proyecto piloto de restauración de áreas
degradadas del semiárido mediterráneo, a fin de preservar los bancos de semillas
nativos y propágulos que actuarían como reservorios de la vegetación original,
contribuyendo a mejorar la biodiversidad específica y funcional del área objeto de
restauración.
Bajo las condiciones climáticas del semiárido, como es el caso de la zona de estudio, se
ha decidido aplicar las mejores técnicas de restauración forestal adecuadas a este
bioclima. Se han seguido los protocolos más innovadores de cultivo para producir
plántulas forestales adaptadas a las condiciones hídricas limitantes de estas áreas.
Además, se añadieron enmiendas para compensar las carencias en nutrientes frente a los
suelos extremadamente degradados y agotados de la zona, considerando sus
requerimientos morfológicos y ecofisiológicos. A fin de asegurar el establecimiento de
las plántulas introducidas se ha aplicado una serie de acciones de restauración para
sobrepasar el estrés post-transplantación, y aumentar el recubrimiento vegetal de la zona
a largo plazo.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
192
Generalmente, la vertiente de solana de cualquier cuenca hidrográfica del hemisferio
norte recibe más horas de sol que la exposición norte. Esto implica más intensidad de
evapotranspiración y de estrés hídrico para la planta. Por ello, la introducción de
especies vegetales en solana requiere especiales acciones de restauración para su
establecimiento. Por ello, en la exposición sur se abrieron microcuencas para recolectar
agua de escorrentía y encaminarla hacia la planta, ya que se ha demostrado su efecto
positivo por un mejor aprovechamiento de agua de lluvia en las laderas (Fuentes et al.,
2004; Martínez de Azagra y Mognil, 2001). Además, se utilizaron protectores opacos
Tubex que permiten reducir del 50-75% de la radiación y proteger los brinzales de la
depredación, en lugar de los protectores de mallas aplicados en umbría y terrazas por la
intensidad inferior de insolación que éstas reciben. En las tres unidades ambientales,
solana, umbría y terrazas de la zona de estudio se añadió el compost como una
enmienda a la planta, y una capa de mulch para mantener la humedad del suelo en el
hoyo de plantación (Weill et al., 1990).
Como cualquier proyecto de restauración ecológica, el seguimiento es una etapa crucial
para la determinación del grado de éxito de dicho proyecto, incluso es la forma correcta
para poder aplicar tareas de corrección o recuperación medioambiental. A su vez, el
proceso de monitoreo del proyecto de restauración sirve para evaluar la efectividad de
dichas acciones de restauración aplicadas. El procedimiento de evaluación servirá para
obtener conclusiones válidas de las técnicas más eficaces en la recuperación de estos
terrenos semiáridos. La divulgación de los resultados pondrá en uso la eficiencia de
dichas técnicas en la rehabilitación y reforestación de áreas con condiciones y estados
de degradación semejantes.
En este sentido, el principal objetivo del estudio es la evaluación de la estrategia de
restauración adoptada y las acciones tecnológicas aplicadas en las diferentes unidades
ambientales de la cuenca piloto de restauración, y de su efecto sobre el establecimiento
de las especies vegetales plantadas. Lo que nos lleva a plantear la hipótesis de este
trabajo de seguimiento y evaluación: ¿la aplicación del conjunto de tecnologías de
restauración, de manejo del agua y de nutrientes, según la variabilidad espacial y las
condiciones fisiológicas y topográficas de cada unidad ambiental, es la conducta
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
193
adecuada de rehabilitación ecológica que asegura el establecimiento de las plántulas
introducidas, el aumento del recubrimiento vegetal y la conservación de suelos?
Esta hipótesis de partida supone, entre otras cosas, la apertura de hoyos con el mínimo
impacto ambiental, selección de especies arbustivas y forestales de crecimiento rápido,
altas tecnologías de cultivo en vivero de las especies acorde a las condiciones
bioclimáticas semiáridas, instalación de técnicas de acopio de agua (microcuencas y
surcos), adición de compost en los hoyos de plantación, y la instalación de protectores
Tubex en su conjunto, todo ello con el objeto de afrontar las condiciones severas de
estrés hídrico presentes en solana y dar lugar a mejor respuesta en cuanto a las tasas de
crecimiento y supervivencia de las especies plantadas, contribuir al aumento de las tasas
de recubrimiento vegetal total y llegar a reducir las tasas de erosión generadas.
5.2. Área de estudio y antecedentes
La zona de estudio es una subcuenca hidrográfica del monte de U.P. nº 72 del término
municipal de Albatera, en la provincia de Alicante, denominado “Sierra y Lomas” y
consorciado con el número A1 – 3011, que se encuentra actualmente afectado por un
alto grado de degradación, debido a las condiciones climáticas y edáficas muy críticas, y
al impacto humano que ha ido modificando el ecosistema, creando terrazas de cultivo
que han sido abandonadas posteriormente. Estas terrazas tampoco se construyeron
correctamente en su día, lo que ha acelerado los procesos erosivos. Las obras de
infraestructura, tales como caminos que atraviesan la cuenca, y más recientemente, las
intervenciones para la conducción de agua, como es el caso de la tubería de “Los
suizos”, han removido gravemente los suelos dejándolos a merced de los agentes
erosivos.
La subcuenca de estudio se enmarca dentro de la cuenca Vinalopó-Segura, limitada por
el norte con el pico Monte Alto (682m) y por el este por el camino de Lo Violenta, por
el sur se encuentra el barranco del Tolloy y en el oeste el camino de Las Ventanas. La
subcuenca ocupa una superficie de 24,52 ha, situada entre las siguientes coordenadas
geográficas:
Longitud (W) Latitud (N)Norte 00º 55’ 15,3” 38º 14’ 16,5”Este 00º 54’ 35,7” 38º 13’ 34,6”
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
194
Sur 00º 54’ 38,4” 38º 13’ 31,8”Oeste 00º 55’ 15,7” 38º 14’ 16,3”
La cota máxima de la cuenca se alcanza en el extremo más septentrional de la misma,
con una altura de 415m, y la mínima de 171m en el punto de cierre (Conselleria de
Medio Ambiente, 2001).
Figura 5.1. Imagen satélite del sureste de la península Ibérica, donde se ubica la zona piloto(Albatera, Alicante, España). (Fuente: CEAM).
El clima del área de estudio se define como ombroclima semiárido, mesotérmico, con
una temperatura media anual de 19ºC y una precipitación anual de 286,1 mm. Estas
lluvias son muy irregulares y presentan una variabilidad interanual muy alta. Además,
se caracteriza la zona por un periodo seco bastante largo, que se extiende desde marzo a
octubre (7 meses), y por un periodo húmedo de 5 meses. La zona de estudio se sitúa en
el piso bioclimático Termo-Mediterráneo superior.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
195
Se han definido los suelos de la cuenca a partir de los tipos definidos en estaciones
próximas y similares a la zona de estudio, que son: Kastanoizems cálcicos, Fluvisoles
calcáricos. Generalmente, son suelos desarrollados sobre sustrato calizo margoso. A raíz
de los análisis efectuados, sobre las muestras recogidas de la cuenca de estudio, se
determinó la existencia de más tipos de suelo: Leptosol húmico, Leptosol lítico,
Calcisol endopétrico, Kastanozems cálcico y Fluvisol calcárico (Conselleria de Medio
Ambiente, 2001). Generalmente, los suelos desarrollados sobre sustratos calizos y con
textura desequilibrada limosa a arcillosa suelen ser altamente propensos a la erosión
hídrica.
La vegetación de la zona de estudio es un matorral disperso bajo con herbáceas,
compuesto de Pistacia lentiscus, Stipa tenacíssima, Juniperus oxycedrus, Rhamnus
lycioides y Quercus coccifera.
5. 3. Diseño experimental
En enero de 2003 se plantaron las 3 principales unidades ambientales: terrazas, solana y
umbría, delimitando 3 parcelas experimentales por ladera para realizar el seguimiento
de supervivencia y crecimiento (Terrazas: T1, T2 y T3, Solana: S1, S2 y S3 y Umbría:
U1, U2 y U3) en 2 muestreos al año: estival y post-estival. En enero de 2004 se realizó
la segunda plantación como reposición de marras, correspondientes a los individuos que
no sobrevivieron en la primera plantación, ocupando todas las áreas restantes de la
plantación anterior, y formando a su vez otras 3 parcelas experimentales por unidad
(Terrazas: T4, T5 y T6, Solana: S4, S5 y S6 y Umbría: U4, U5 y U6). También se
midieron los mismos indicadores de establecimiento de las plantas introducidas,
siguiendo la misma cronología de muestreo en las dos plantaciones durante 3 años de
seguimiento.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
196
Figura 5.2. Modelo Digital del terreno de la cuenca hidrográfica del proyecto de demostración de lalucha contra la desertificación, delimitando las 3 unidades ambientales: Solana, Umbría y Terrazas(Fuente: Fundación CEAM).
El diseño experimental consiste en la medición de la variable independiente:
mortalidades, y la variable dependiente: crecimientos en altura, a lo largo de la variable
Tiempo. La evaluación se efectúa en tres niveles de la variable aleatoria Ladera:
solana, umbría y terrazas, teniendo en cuenta el conjunto de los tratamientos aplicados
en cada unidad ambiental:
- Solana: apertura de micro-cuencas, e instalación de protectores Tubex.
- Umbría: Instalación de protectores malla.
- Terrazas: Apertura de surcos de plantación e instalación de protectores malla.
La adición de mulch de restos de tala y el compost proveniente de residuos de origen
urbano han sido aplicados de la misma manera en las 3 unidades experimentales.
En total más de 7868 plantones han sido introducidos en la cuenca hidrográfica de
Albatera. La distribución espacial de las especies vegetales, dentro de la cuenca, ha
sido diseñada según las propiedades fisiológicas y edáficas de cada sitio.
5.3.1. Tratamientos de restauración
Unidad Pineda
Unidad Umbría
Unidad Terrazas
Unidad Solana
Unidad Pineda
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
197
Los tratamientos de campo que se establecieron para favorecer la instalación de las
diferentes especies introducidas y su crecimiento fueron los siguientes: el ahoyado
mecánico con retro-araña, que permitía realizar hoyos de grandes dimensiones
(60x60x60cm) con el mínimo impacto sobre el terreno y, por otra parte, la apertura de
microcuencas para capturar el agua de escorrentía y canalizarla hacia el hoyo de
plantación. Se añadieron enmiendas orgánicas, procedentes del compostaje de
biosólidos de origen urbano en el hoyo de plantación, para mejorar las propiedades
fisicoquímicas y microbiológicas del suelo. La dosis aplicada fue de 100 Mg/ha,
equivalente a 4 Kg/hoyo. Además, se aplicó un mulch o capa orgánica en el hoyo de
plantación para reducir la evaporación del agua del suelo. Este mulch debía ser lo
suficientemente fino (1-2 cm) para producir el efecto deseado, pudiendo retener el agua
de pequeñas precipitaciones y no ser desplazado con las lluvias intensas. La dosis de
este acolchado fue de 3 Kg/hoyo, o aproximadamente 75 Mg/ha. Como se ha
mencionado antes se utilizaron en la unidad solana protectores opacos tipo Tubex® para
reducir la insolación (50% - 75% menos de la radiación incidente) y proteger las
plántulas contra la depredación de los conejos. En las unidades umbría y Terrazas se
añadieron mallas protectoras que reducían un 10% - 25 % la radiación recibida el
brinzal.
Además de las acciones de restauración, correspondientes a cada ladera de la
microcuenca hidrográfica, hay que hacer hincapié en las técnicas innovadoras de cultivo
de las plántulas en vivero bajo condiciones adaptadas a ambientes donde el agua es el
factor limitante. Para ello, se utilizaron volúmenes alveolares más largos a fin de
promover el crecimiento en longitud de la parte radicular de la plántula. Para evitar el
reviramiento de la raíz y favorecer el repicado aéreo de la raíz principal se pusieron
costillas en las paredes de los contenedores de plantación. Las plántulas se cultivaron en
una mezcla de substrato de turba y fibra de coco, y un porcentaje bajo de hidrogeles. Se
aplicaron además ciclos de endurecimiento suaves (Chirino et al., 2008b).
Es de gran interés señalar que todos los tratamientos de rehabilitación, que
acompañaron a las obras de reforestación de este proyecto, han sido realizados
respetando el carácter ecológico del ecosistema estudiado.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
198
5.4. Materiales y métodos
La medición de las variables de supervivencia y crecimiento se efectúo dos veces al
año: campaña estival, tras el periodo de crecimiento vegetal, y en campaña de otoño,
tras el paso del periodo seco del año. La supervivencia se determinó gracias a la
marcación realizada en cada plántula introducida. Tras diagnosticar la supervivencia o
mortalidad de la planta se ha proseguido a la medición de su altura mediante un metro.
La primera campaña de supervivencia y crecimiento en altura fue en julio de 2003,
posteriormente se repitió en noviembre de 2003, julio de 2004, noviembre de 2004 y
noviembre de 2005.
En cuanto a las tasas de erosión, se aplicó el método de mediciones en puntos, llamado
método de clavos de erosión. Este método ha sido ampliamente utilizado por su
simplicidad y su fiable estimación del proceso de erosión de suelo (Hudson, 1993). El
método de clavos de erosión es muy apropiado cuando se trata de una medición directa
de la erosión de suelo localizada y donde el cambio en los niveles del suelo es drástico y
las tasas de pérdida de suelo son muy elevadas, como es el caso de las estepas tras la
deforestación. En un estudio de calibración del método de clavos de erosión, realizado
en el oeste de Colorado, se afirmó que el método es un fiable argumento después de
haber comparado las tasas de erosión desde dichos clavos con las tasas recolectadas en
los aforos de sedimentos. Dichas tasas de erosión fueron generadas tras una tormenta de
25 años de retorno, pues se encontró que las tasas eran muy similares: 2,7mm y 2,3mm
respectivamente (Hadley y Lusby, 1967).
En 2005 se instalaron 450 clavos en toda la cuenca, repartidos equitativamente sobre el
terreno de cada unidad ambiental. En cada ladera se clavaron 150 clavos metálicos
repartidos en tres transectos perpendiculares a las curvas de nivel, con un intervalo de 1
m. También, se intentó respetar la misma distancia entre transectos de clavos de erosión
en la misma ladera. Se utilizó un pie de rey electrónico para medir la altura del clavo de
erosión, poniendo en la base de éste una arandela metálica como punto de inicio de la
medición. La medición de las alturas de los clavos instalados en la cuenca se efectúo en
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
199
2006, 2007, 2008 y 2009. Restando las alturas iniciales medidas en 2005 de alturas de
cada año nos proporciona las alturas de suelo perdido en mm.
5.5. Análisis estadístico
El análisis estadístico idóneo, para realizar una comparación entre las supervivencias
totales (%), correspondientes a las 3 principales unidades ambientales de la zona de
estudio, es el análisis de supervivencia, dependiendo del evento final muestreado de la
planta (vive o se muere). En el presente caso analizamos la probabilidad de que ocurra o
no el evento final en la planta que es variable independiente, a lo largo del tiempo
(variable dependiente) mediante la elaboración de las tablas de mortalidad. En el
análisis se consideran las tres categorías de la variable factor:
1) Microcuenca + protector Tubex. (Solana).
2) Protector malla. (Umbría).
3) Surco de plantación + protector malla. (Terrazas).
En lo concerniente a la variable crecimiento en altura de las plantas, se aplicó el
Análisis de la varianza (ANOVA) con medidas repetidas con el propósito de comprobar
si hubieran diferencias entre los distintos crecimientos registrados a lo largo del periodo
de estudio, correspondientes a las plantas estudiadas por separado de las tres unidades
ambientales. De la misma manera, se analizaron las posibles diferencias que pudiesen
existir entre las tasas de crecimiento de cada especie de las plantas dentro de la misma
unidad ambiental.
Respecto a la variable tasas de erosión de suelo, se aplicó también el análisis de
varianza (ANOVA) de un factor con medidas repetidas a fin de detectar, por un lado, las
diferencias entre las tasas de erosión correspondientes a las 3 unidades a lo largo del
periodo de seguimiento y, por otro lado, las posibles diferencias entre las tasas de
erosión dentro del mismo muestreo. Todos los análisis se efectuaron utilizando el
programa estadístico SPSS 14.0.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
200
5.6. Resultados
Durante los tres años de seguimiento de la repoblación efectuada en la cuenca
hidrográfica de Albatera, y a partir de los muestreos realizados en las parcelas
experimentales de cada unidad ambiental, se ha elaborado la gráfica de mortalidades
totales (%) sin distinción específica, como proporción de individuos muertos del
número inicial de los plantados. Además, se ilustraron las gráficas de crecimiento en
altura (cm) de las especies comunes entre las principales unidades (solana, umbría y
terrazas): Rhamnus lycioides, Pistacia lentiscus, Olea europaea y Quercus coccifera.
5.6.1. Efecto de los tratamientos de restauración aplicados sobre las tasas desupervivencia total de las especies plantadasEn la figura 5.3 se muestra claramente que las tasas de supervivencia total más altas
fueron registradas en la unidad de solana, mientras las otras dos unidades, terrazas y
umbría, presentaron tasas más bajas, siendo las más bajas en la unidad Terrazas. Desde
el análisis de supervivencia, se constata claramente la ausencia de diferencias
significativas entre las tasas de supervivencia total registradas en las tres unidades
ambientales (valor de significación = 0,706), a pesar de las condiciones de estrés hídrico
más severas presentes en la unidad de solana. Es probable que el conjunto de los
tratamientos de restauración aplicados en solana, microcuenca + protector Tubex, pudo
tener un efecto en generar tasas de supervivencia superiores o iguales a las tasas
correspondientes a las unidades de umbría y terrazas. La idoneidad del conjunto de
tratamientos aplicados con las condiciones abióticas en solana pudo proporcionar este
efecto que dio mejores respuestas de establecimiento de las especies introducidas.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
201
Muestreos
Jul 03 Nov 03 Jul 04 Nov 04 Nov 05
Tasa
s de
sup
ervi
venc
ia (%
)
20
30
40
50
60
70
80
90
SolanaUmbríaTerrazas
Figura 5.3. Tasas de supervivencia total (valores promedios ± error estándar) a partir del númeroinicial de individuos plantados en las unidades ambientales de solana, umbría y terrazas de lacuenca de Albatera, durante tres años de seguimiento.
La gráfica de la función de la supervivencia, mostrada en la figura 5.4, también ha
evidenciado las mismas tasas de supervivencia correspondientes a las tres categorías de
tratamientos de restauración, aplicados respectivamente en las tres unidades
ambientales, a pesar de las condiciones severas de estrés hídrico presentes en la unidad
de solana de la cuenca reforestada. Las tres funciones de supervivencia están casi
solapadas, reflejando el efecto positivo que tuvieron las acciones de restauración
aplicadas en solana para asemejar las tasas de supervivencia registradas en condiciones
de umbría y terrazas a lo largo del periodo de muestreo.
Comparaciones globales(a)
Estadístico deWilcoxon(Gehan) gl Sig.
,697 2 ,706a Las comparaciones son exactas.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
202
Figura 5.4. Las funciones de supervivencia acumuladas (proporciones del número de plantas vivasdel número plantado inicialmente), correspondientes a cada categoría de tratamientos derestauración aplicada a lo largo del periodo post plantación (meses).
5.6.2. Efecto de las tasas de restauración aplicados sobre las tasas de
crecimiento en altura de las especies plantadas
Las gráficas de la figura 5.5 muestran el crecimiento en altura de las especies Rhamnus
lycioides, Pistacia lentiscus, Olea europaea y Quercus coccifera, registrado en las tres
laderas: solana, umbría y terrazas durante los muestreos de seguimiento en julio de
2003, noviembre de 2003, julio de 2004, noviembre de 2004, y noviembre de 2005.
Desde las tres gráficas de Rhamnus lycioides, Pistacia lentiscus y Olea europaea se
muestra que los crecimientos en altura más elevados son los registrados en solana,
mientras las tasas de crecimiento correspondientes a las mismas especies fueron
inferiores en condiciones de umbría y terrazas, siendo esta última la unidad con las tasas
de crecimiento más bajas. En la figura de las tasas de crecimiento en altura de la
Edad de la planta desde la fecha de plantación (meses)50403020100
Tasa
acu
mul
ada
de s
uper
vive
ncia
(%).
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
función de supervivencia
Surco + Protector malla (Terrazas)Microcuenca + protector Tubex (Solana)Protector malla (Norte)
Tratamientos de restoration
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
203
especies Quercus coccifera se confirma como la especie con menor crecimiento en la
unidad de terrazas.
R. lycioides
Muestreos
Jul 03 Nov 03 Jul 04 Nov 04 Nov 05
crec
imie
nto
en a
ltura
(cm
)
0
20
40
60
80
100
SolanaUmbriaTerrazas
P. lentiscus
Muestreos
Jul 03 Nov 03 Jul 04 Nov 04 Nov 05
crec
imie
nto
en a
ltura
(cm
)0
20
40
60
80
100
SolanaUmbríaTerrazas
O. europaea
Muestreos
Jul 03 Nov 03 Jul 04 Nov 04 Nov 05
Cre
cim
ient
o en
altu
ra (c
m)
20
30
40
50
60
70
80
90
100
SolanaUmbríaTerrazas
Q. coccifera
Muestreos
Jul 03 Nov 03 Jul 04 Nov 04 Nov 05
Cre
cim
ient
o en
altu
ra (c
m)
0
20
40
60
80
100
SolanaUmbriaTerrazas
Figura 5.5 Crecimiento en altura (valores promedios ± error estándar) de los individuos de R.lycioides, P. lentiscus, O. europaea y Q. coccifera plantados en las unidades ambientales de solana,umbría y terrazas de la cuenca de Albatera, a lo largo de 3 años.
El análisis univariante de la varianza de medidas repetidas comprueba, por un lado, el
efecto positivo significativo del conjunto de tratamientos de restauración aplicados en
solana en la mejora de las tasas de crecimiento en altura de las especies Rhamnus
lycioides, Pistacia lentiscus y Olea europaea (valores respectivos de significación de las
pruebas Inter. sujetos = 0,001; 0,019; 0,002, valores respectivos del estadístico F =
64,020; 9,195; 23,666), frente a las tasas registradas en umbría y terrazas, en cada
muestreo. Y por otro lado, el efecto significativo del conjunto de tratamientos aplicado
en la misma unidad solana en la mejora de las tasas de crecimiento a lo largo de los
muestreos realizados (valores de significación de la pruebas intra. sujetos = 0,000;
0,000; 0,044, valores respectivos del estadístico F = 114,834; 131,614; 6,044). Lo que
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
204
implicó que la interacción: tratamiento*muestreo, también tuvo un efecto significativo
en la mejora de las tasas de crecimiento en altura de las especies Rhamnus lycioides,
Pistacia lentiscus y Olea europaea (valores respectivos de significación de la
intersección = 0,000; 0,000; 0,000. valores respectivos del estadístico F = 387,986;
352,04; 443,848). Estos valores de significación comprueban el efecto positivo
acumulado en el tiempo del conjunto de tratamientos de restauración aplicados en la
unidad solana sobre la variable tasas de crecimiento a lo largo del periodo de muestreo.
Desde la gráfica de las tasas de crecimiento en altura de la especie Quercus coccifera,
plantada en umbría y terrazas, no se pudieron detectar diferencias significativas entre las
tasas de crecimiento en altura, correspondientes a las dos unidades ambientales umbría
y terrazas, en cada muestreo, siendo las tasas mayores en umbría (valor de significación
de las pruebas inter. Sujetos> 0.05). Sin embargo, el análisis estadístico ANOVA de
medidas repetidas, mostró la existencia de diferencias significativas entre las tasas de
crecimiento en cada unidad ambiental por separado a lo largo del periodo de
seguimiento (valor de significación de pruebas intra.sujetos = 0,018. Valor del
estadístico F = 11,948). Además, se detectó el efecto acumulado en el tiempo
significativamente positivo de la interacción: Muestreo*Tratamiento en las tasas de
crecimiento de cada unidad ambiental (valor de significación de la intersección = 0,006.
Valor del estadístico F = 20,427). Lo que indica que las condiciones ya naturalmente
presentes en la vertiente umbría son más favorables que las de las terrazas visto que la
categoría de tratamientos de restauración aplicados son los mismos en las dos unidades.
5.6.3. Efecto de las acciones de restauración aplicados sobre las tasas deerosión generadas
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
205
M uestreos
2005 2006 2007 2008 2009 2010
Tas
as d
e er
osi
ón
de
suel
o (
mm
).
-10
-8
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10SolanaU m briaTerrazas
Figura 5.6. Las tasas de erosión hídrica (promedio ± error típico) registradas en cada una de lastres unidades ambientales: Umbría, Solana y Terrazas de la cuenca hidrográfica de Albatera,después de la reforestación y la aplicación de las acciones de restauración, a lo largo de 4 años(2006, 2007, 2008 y 2009).
5.6.4. Precipitaciones acumuladas en las fechas de muestreo, a lo largo delperiodo de seguimiento
Tras un periodo de monitoreo de las tasas de erosión del suelo, a lo largo de 4 años, en
las 3 principales unidades ambientales de la cuenca hidrográfica experimental de
Albatera, se han detectado las tasas de erosión (mm) más elevadas en la unidad solana,
mientras que en umbría y terrazas hubieron ganancias en la masa de suelo (Figura5.6).
Desde la Figura 5.8 se podía contrastar unas tendencias decrecientes de las tasas de
erosión de suelo a lo largo de los 4 años en las 3 unidades experimentales.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
206
Fechas de colecta
February 05 June 06 Agust 07 July 08 December 09
Pre
cipi
taci
ón a
cum
ulad
a (m
m)
100
200
300
400
500
Figura 5.7. Precipitaciones acumuladas (mm) en las fechas de muestreo a lo largo del periodo deseguimiento. (Fuente: http://www.ceam.es/ceamet/observaciones/ceam/torres_ceam.html).
M uestreos
Junio-2006 Agost-2007 Jul-2008 Dic-2009
Ero
sio
n (
mm
).
-10
-8
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10SolanaUm bríaTerrazas
Figura 5.8. Tendencias de las tasas de erosión (mm) (valor medio ± Error estándar)correspondientes a cada unidad ambiental: Solana, Umbría y Terrazas.
A continuación vienen ilustradas las 3 figuras presentadas anteriormente en la figura
5.9, de tal manera que se pueda apreciar las pérdidas de suelo (mm) solapadas a las
intensidades anuales de la precipitación (mm). Además, se resaltan las inercias de las
tasas de erosión del suelo (mm) en cada una de las 3 unidades ambientales.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
207
June 06 Agust 07 July 08 December 09
Prec
ipita
ción
acu
mul
ada
(mm
)
0
100
200
300
400
500
Precipitación mediaanual (mm)
Muestreos
2006 2007 2008 2009
Perd
ida
de s
uelo
(mm
).
-10
-8
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
SolanaUmbríaTerrazas
Perd
ida
de s
uelo
s (m
m)
-10
-8
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
SolanaUmbríaTerrazas
Figura 5.9. Tendencias de las tasas de erosión (promedio ± error típico) en las tres unidadesambientales (Solana, Umbría y Terrazas) de la cuenca después de la repoblación y la aplicación delas acciones de restauración), a lo largo del periodo de seguimiento (2006-2009).
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
208
5.7. Discusión
5.7.1. Establecimiento de las plantas introducidas
Uno de los principales factores limitantes para el establecimiento de la planta en los
ámbitos semiáridos del Mediterráneo es el agua (Hernández et al., 2009). Además de la
limitación hídrica, estos ámbitos suelen caracterizarse por unos sustratos empobrecidos
en nutrientes para la planta debido a la intensiva y larga presión de usos de los suelos.
Por lo tanto, se reconoce, por las experiencias de restauración realizadas en el sureste de
España, que la reintroducción de especies leñosas en ambientes áridos y semiáridos
ofrecen resultados frecuentemente decepcionantes debido a las limitaciones hidro-
edáficas. Numerosas evidencias indican que un factor clave en el éxito de una
plantación es el shock de transplantación: el intenso estrés que experimentan los
plantones cuando éstos sean transferidos del vivero al campo (Burdett, 1990; Haase y
Rose, 1992). Este peligro podría manifestarse en otros años tras la transplantación en el
caso de condiciones climáticas desfavorables consecutivas. Por ello, en este estudio se
ensayaron técnicas para combatir las limitaciones para el establecimiento de la planta
mejorando su calidad en el vivero y reduciendo a su vez la gravedad del shock post-
transplante. Mediante el uso de contenedores largos, para la producción de planta, se
favorece el proceso de aclimatación a las condiciones semiáridas del medio de
plantación, optimizando su poder de asimilación de agua y nutrientes en los horizontes
más profundos del suelo (Chirino, et al., 2008a). Este protocolo de mejora de
adaptación de la planta en el vivero tuvo su efecto positivo, dando resultado a las tasas
de supervivencia más elevadas en el primer año tras la plantación, superando el shock
post-transplante. Además, los substratos de turba y fibra de coco, y un porcentaje bajo
de hidrogeles, utilizados en la producción de planta en vivero, debían contribuir a
mejorar la supervivencia de las plántulas tras la plantación, como demostraron los
estudios de Figueroa et al. (2001) y de Querejeta et al. (1998).
Los resultados obtenidos en el presente trabajo, mostraron el efecto significativamente
positivo de los tratamientos aplicados en solana sobre la mejora de la tasas de
supervivencia total, igualándolas a las registradas en condiciones de umbría y terrazas.
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
209
El censo de unas tasas de supervivencia total, de los individuos plantados y sin
distinción específica, casi igualadas, confirma la efectividad de la combinación de
tratamientos aplicados en solana en la obtención de dichas tasas de supervivencia, a
pesar de las condiciones de baja disponibilidad de agua y de la gran insolación que
soporta esta unidad.
Es evidente que la técnica de apertura de microcuencas tuvo que ver con las tasas de
supervivencia registradas, ya que en estudios anteriores se demostró su efecto positivo
en el aumento de las tasas de supervivencia de los plantones previniendo su mortalidad
(Martínez de Azagra y Mognil, 2001; Fuentes et al., 2004), además del papel crucial en
la acumulación de agua en los horizontes del suelo para la planta (Oliet et al., 1997).
Estos mismos resultados se obtuvieron con el uso de los protectores Tubex, aplicados en
solana en la reducción de la radiación incidente en el interior del protector, por su
contribución en la conservación del estado hídrico de la planta para prevenir su
marchitez. También el trabajo de Carreras et al. (1997), confirma nuevamente el efecto
positivo de los protectores opacos sobre los incrementos en la supervivencia de los
brinzales introducidos.
Las tres especies comunes: R. lycioides, P. lentiscus y O. europea, entre las tres
unidades ambientales, presentaron tasas de crecimiento en altura significativamente más
elevadas en solana, frente a las registradas en umbría y terrazas, lo que conlleva, de
nuevo, la efectividad del conjunto de los tratamientos aplicados en solana en el aumento
de los crecimientos, compensando las condiciones severas presentes en esta unidad
ambiental, y aportando, incluso, mejores resultados que los obtenidos en unidades de
umbría y terrazas. Es evidente destacar también el efecto positivo de los otros
tratamientos comunes entre las 3 unidades, como la aportación de mulch y compost y
las técnicas de mejora de la planta en el vivero además de las acciones de preparación
del terreno, como la apertura de los hoyos de plantación. Estos tratamientos deben jugar
el papel del efecto básico en las 3 unidades ambientales, ya que se aplicaron de una
forma común entre ellas. Es más lógico pensar que la superación del shock post-
transplante, por parte de las plantas introducidas, y el establecimiento exitoso de dichas
plantas, en términos de supervivencia y crecimientos, se debe al efecto positivo de los
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
210
tratamientos de base en la preparación del terreno junto al efecto compensatorio de los
tratamientos específicos correspondientes a cada unidad ambiental.
Se debe añadir que la adición de compost y mulch, a las plantaciones realizadas,
también tiene una finalidad de conservación de la cantidad de agua en los hoyos de
plantación junto al papel fertilizador orgánico. Además, el hecho de que la adición del
compost y mulch se realizó en las tres unidades impide distinguir su efecto, pero le da el
carácter de ser una técnica de base para la preparación del terreno antes del trasplante.
Esto justifica el uso del compost y el mulch como tratamientos de restauración comunes
entre las 3 unidades ambientales.
En efecto, este estudio ha permitido probar la eficiencia de la apertura de microcuencas
y la instalación del protector Tubex, junto a las operaciones de la preparación del
terreno aplicados en solana, en la mejora de la respuesta de establecimiento de los
brinzales, plantados en dicha vertiente de la zona semiárida de Albatera, llevando a
registrar tasas de supervivencia y de crecimiento en altura de los individuos muy
optimistas a pesar de las condiciones bioclimáticas de la unidad de solana.
Generalmente, la aplicación de los tratamientos de restauración, en su conjunto y en las
3 unidades ambientales, desde la selección de las especies vegetales, las altas
tecnologías de cultivo de la planta, las técnicas de preparación del terreno, como el
ahoyado con la retroaraña, la aplicación de enmiendas orgánicas (compost y mulch), la
adición de los protectores a la planta, junto a las infraestructuras de acopio de agua y
nutrientes, por medio de las microcuencas y los surcos de plantación, aseguraron el
establecimiento de las plantas en cada unidad de la cuenca reforestada.
La estrategia de restauración adoptada en la subcuenca piloto y las operaciones
aplicadas en la de unidad solana resultaron ser las más eficientes para superar las
condiciones del shock post trasplante de los brinzales, y asegurar su establecimiento al
menos durante los primeros tres años. Aunque cabe mencionar que en estos ecosistemas
poco productivos, las perspectivas de la restauración son a largo plazo y que solo a
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
211
partir de la acción y del continuo replanteamiento de objetivos y la constante
reevaluación de métodos se podrá avanzar en este campo (Cortina y Vallejo, 2004).
5.7.2. Conservación de los suelos
Las acciones de preparación del terreno son un factor crucial a la hora de iniciar un
proyecto de reforestación. Especialmente, la apertura de hoyos para la plantación
forestal de una manera delicada, causando mínimos removimientos de tierra y
preservando la vegetación establecida contra el pisoteo y el arranque, para proporcionar
un soporte de suelo estable para la introducción de plantas, previniendo, a su vez, los
procesos de erosión de suelos (Roldán et al., 1996; Querejeta et al., 2001; Vincent y
Davies, 2003). El empleo de la excavadora retro-araña en este proyecto de
demostración, para abrir los hoyos de plantación, ha sido el método más innovador en
su línea que podía preservar los atributos del suelo y de la vegetación del área de
intervención. Este método de plantación, que preserva los atributos bióticos y abióticos
de la zona objeto de restauración, podría haber contribuido en el establecimiento de las
plantas forestales, probablemente, debido a la mejora en las propiedades biofísicas del
suelo como la porosidad y la aireación, favoreciendo la respiración microbiológica y la
infiltración de agua en el suelo (Grantz et al. 1998; Castillo et al. 1997; Benabdeli
1998). Así, el uso de esta maquinaria, para la apertura de los hoyos de plantación, ha
podido contribuir a la reducción de las tasas de pérdida de suelo registradas en la cuenca
de estudio.
Las infraestructuras de acopio de agua, como las microcuencas y los surcos de
plantación, han sido instaladas teniendo en cuenta las características climáticas propias
de la zona degradada. Además, la dimensión de estas infraestructuras se correspondía
con las características de los eventos de precipitación de la zona de estudio, optimizando
el acopio eficiente del flujo de agua sin ser arrastrados por el agua de escorrentía
(Martínez de Azagra y Mognil, 2001; Navaro et al., 2001). Durante la apertura de los
hoyos de plantación se fijó la distancia entre hoyos, dando lugar a una estructura
tesela/claro más eficiente en cuanto a la asimilación de los flujos de agua y nutrientes de
la zona objeto de reforestación (Martínez y Mognil, 2001).
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
212
La aplicación de las técnicas de restauración ecológica más innovadoras en ambientes
semiáridos, probablemente, han ayudado a la obtención de las tendencias decrecientes
de pérdida de suelos, registradas durante el periodo de seguimiento en las 3 unidades
ambientales de la cuenca piloto. A pesar de la eficacia de los tratamientos de
restauración, aplicados en la zona de estudio, para la preservación de suelos, la
tendencia decreciente de las tasas de erosión solo empezó a ser notada a partir del cuarto
año después de su aplicación. La disminución en las pérdidas de suelos, observada en
las 3 unidades ambientales, es un indicador que demuestra el éxito del proyecto de
restauración ecológica en la conservación de suelos. El uso de estas técnicas de
restauración ha podido probar el papel clave de los trabajos de preparación del terreno
para la plantación, favoreciendo la acumulación de sedimentos desde zonas aguas arriba
e impidiendo los procesos de erosión en masa. También se hade mencionar que la
unidad solana, donde se produjeron las tasas de erosión más elevada, en comparación
con las dos restantes unidades de terrazas y umbría, se dio una respuesta a los bajos
recubrimientos de vegetación y altas pendientes presentes en esta unidad.
Además, en un estudio realizado en Japón, sobre estimación de las tasas de erosión
mediante los clavos de erosión instalados en parcelas deforestadas, se estimó una tasa de
pérdida de suelo de 13mm/año (Takei, Kobaski y Fukushima, 1981). Morgan (1986),
también constató que la tasa media de pérdida de suelo era de 13 mm, tras una
simulación de lluvia. Arnoldus (1977), determinó el umbral de tolerancia de las
pérdidas de suelo en los ámbitos mediterráneos con un valor de 10,3 Mg .ha-1. año-1. En
el mismo trabajo de Morgan (1986), se mostró una tasa de 0,1 mm .año-1, equivalente a
0,1 kg . M-2. Año-1. En los resultados del presente estudio se encontraron tasas de
pérdida o ganancia de suelo compatibles con el umbral determinado por Arnoldus
(1977) en el Mediterráneo.
5.8. Conclusiones
La tarea de seguimiento que ha sido llevada a cabo en el proyecto de demostración de
restauración ecológica, para la lucha contra la desertificación, detectó un
Capitulo 5: Efectividad de los tratamientos de restauración ecológica en el éxito de lareforestación de las aéreas degradadas del semi-árido Mediterráneo.
213
establecimiento exitoso de las plantas forestales introducidas y la reducción de las
pérdidas de suelo. Ambos logros se consideraron un punto positivo en la eficacia del
conjunto de las acciones de restauración aplicadas. Dadas las características del bajo
poder de regeneración y el alto riesgo de degradación de suelos, presentes en estas áreas
presionadas del semiárido mediterráneo, se considera un gran avance el
restablecimiento de la vegetación y la protección de los suelos contra los procesos
erosivos.
Los tratamientos de rehabilitación aplicados, en las 3 unidades de actuación del
proyecto piloto de restauración ecológica, tuvieron un efecto significativamente positivo
en:
- Asegurar el establecimiento de los plantones introducidos en el proyecto de
reforestación, mejorando las tasas de supervivencia en la vertiente solana de la
cuenca restaurada, alcanzando las mismas tasas que las correspondientes a las
otras dos vertientes, umbría y terrazas, a pesar de las condiciones más severas de
insolación y de disponibilidad de agua.
- También, conseguir unas tasas de crecimiento de las plantas forestales
introducidas en solana, significativamente mayores que las registradas en umbría
y terraza, para las tres especies comunes: Rhamnus lycioides, Pistacia lentiscus,
Olea europaea.
- Además, se pudo obtener una tendencia decreciente de las pérdidas de suelo a lo
largo del periodo de seguimiento en las tres unidades ambientales, reflejando a
su vez el éxito de la totalidad de la estrategia de restauración ecológica en la
preservación de los suelos.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento de suelo bajo los diferentes estratos de lavegetación del matorral disperso tras los esfuerzos de la restauración. Trayectoria globalfuncional del ecosistema en restauración.
214
CAPITULO 6:.........................................................................214
Tendencias de funcionamiento de las diferentes formas de vidatras las obras de reforestación en el semiárido mediterráneodegradado. Trayectoria funcional global del matorral dispersotras la restauración6.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 2156.2. MATERIALES Y MÉTODOS................................................................... 2186.3. ANÁLISIS ESTADÍSTICO....................................................................... 2216.4. RESULTADOS........................................................................................ 222
6.4.1. Los procesos funcionales del suelo bajo los distintos grupos funcionales del matorraldisperso tras las obras de repoblación y restauración ecológica ...................................................2226.4.2. La evolución de los procesos funcionales de suelo bajo los distintos grupos funcionales delmatorral disperso tras las obras de repoblación y restauración ....................................................2256.4.3. Modelo factorial de los índices de funcionamiento..............................................................2316.4.4. Tendencia de los procesos funcionales del matorral disperso después de la reforestación y laaplicación de acciones de restauración ecológica. La trayectoria funcional total del sistema objetode restauración ...............................................................................................................................249
6.5. DISCUSIÓN ............................................................................................ 2506.6. CONCLUSIONES ................................................................................... 2596.7. REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS.................. ¡ERROR! MARCADOR NODEFINIDO.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
215
CAPITULO 6:
Tendencias de funcionamiento de las diferentes formas de vida traslas obras de reforestación en el semiárido mediterráneo degradado.Trayectoria funcional global del matorral disperso tras larestauración.
6.1. Introducción
Los cambios socioeconómicos, ocurridos en los países de la orilla norte del
Mediterráneo durante las últimas décadas, condujeron a un dramático éxodo rural con el
consiguiente abandono de las tierras de cultivo (Naveh and Kutiel, 1989; Lepart y
Debussche, 1992). En consecuencia, ambos procesos ecosistémicos y ecológicos
sufrieron intensas modificaciones, con efectos muy marcados en dichas áreas semiáridas
(Margaris et al., 1996). En España, la zona sureste de Alicante es una zona
representativa del ámbito semiárido mediterráneo, donde también se han producido
estos cambios recientes. El cese de los cultivos, a favor del desarrollo turístico en las
costas, causó un incremento sustancial delos matorrales secos (Bonet, 2004). El
establecimiento de la vegetación espontánea, tras el abandono de las tierras de cultivo y
el pastoreo, creó otros problemas ambientales de mayor dimensión y gravedad.
Principalmente, la recurrencia de incendios en las recientes repoblaciones de Pinus
halepensis en los veranos secos y calurosos, junto a las avenidas y riadas en los otoños
tormentosos.
Las condiciones climáticas adversas y el bajo potencial de regeneración de la cubierta
vegetal, junto a los sustratos empobrecidos y muy degradados tras el uso intensivo y
posterior abandono de las tierras, crearon un tipo de ecosistemas muy presionados y
propensos a ser degradados por los factores climáticos, dando lugar a lo que llamamos
las áreas en vía de degradación y desertificación. Durante el periodo de uso de estos
ecosistemas y el cambio en el uso hasta el abandono, se pudieron dar pérdidas
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
216
estructurales y funcionales que hacen compleja la tarea de rehabilitación. De este modo,
la degradación de las áreas áridas y semiáridas ha llegado a ser el mayor problema
ambiental en todo el planeta (Schelesinger et al., 1990; Reynolds et al., 2007b). A
pesar de los últimos avances teóricos, en el estudio de la desertificación y restauración
de las áreas desertificadas (Huber-Sannwald et al., 2006, Maestre y Escudero, 2009),
todavía se carece de buena parte de los conceptos prácticos en el estudio de la dinámica
de las áreas desertificadas y las proclives a la desertificación (Hobbs y Sudding, 2009).
En este sentido, el establecimiento de los programas de seguimiento a largo plazo y el
monitoreo riguroso es la manera más razonable de evaluar la evolución de los procesos
de recuperación funcional de los ecosistemas desertificados, en restauración o
restaurados (Tongway y Hindley, 2004; Herrick et al., 2005; Reynolds et al., 2007b).
Estos programas de evaluación y seguimiento de los procesos funcionales de los
ecosistemas degradados nos proporcionan las señales de alerta previas a la
desertificación, detectando cambios en los atributos del sistema en etapas donde la
restauración resultaría aún más efectiva (Fernández et al., 2002). Para este propósito se
crearon indicadores para la evaluación de los procesos funcionales de los ecosistemas,
principalmente basados en el monitoreo de los atributos de la vegetación, y las
propiedades del suelo (Tongway, 1995; Wu et al., 2000; Herrick et al., 2005; Veron et
al., 2006).
Para ello, durante las últimas décadas del siglo pasado se establecieron programas de
ordenación forestal y programas de repoblación forestal para reducir la superficie de las
tierras descubiertas y aumentar la superficie boscosa en España. Esta disciplina
repobladora se aplicó también en otros países europeos y llegó a transmitirse a la orilla
sur del Mediterráneo. Los esfuerzos de las administraciones de la “United Nation
Convention to Combat Desertification” (UNCCD), concernientes a la protección del
medio natural y de la preservación de los recursos, no cesaron allí, pues llegaron a
establecer un programa de lucha contra la desertificación bajo la dirección de la
“Organización de las Naciones Unidas” (ONU). Entre ellos, el presente estudio sobre
la restauración de los paisajes degradados del semiárido mediterráneo, incluido en el
programa de la UNCCD para combatir la desertificación.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
217
En este apartado se presta atención a una de las cuencas hidrográficas con mayor riesgo
de pérdida de suelo y degradación de las propiedades fisicoquímicas y biológicas del
suelo en toda Europa. A estos grados muy elevados de erosión de suelos se añaden unas
condiciones de escasez hídrica y de largos periodos de sequía. La alianza entre las
condiciones bioclimáticas limitantes, el sustrato degradado y un bajo poder regenerativo
de la vegetación, creó unas circunstancias desafiantes para los gestores forestales y los
especialistas en la restauración ecológica de los ecosistemas terrestres.
En esta etapa del estudio llegamos a plantear el análisis del ecosistema en restauración y
el efecto de dichos atributos del medio en el proceso de su rehabilitación tras la
ejecución de las acciones de repoblación forestal de la cuenca hidrográfica de Albatera.
Además, desde un punto de vista ecológico, la cuenca hidrográfica de Albatera es una
de las zonas más degradadas del Mediterráneo, ya que ha sido declarada una de las
zonas con mayor riesgo de toda Europa en cuanto a la desertificación de las tierras, tras
el histórico agotamiento por uso intensivo de tierras y el posterior abandono de la
agricultura. El grado de degradación de esta zona disparó la alarma, despertando el
interés de organismos medioambientales como el CEAM y el CSIC al considerarla
como zona piloto para ejecutar un proyecto de demostración de lucha contra la
desertificación en el monte mediterráneo degradado.
El proceso de evaluación de este proyecto de restauración de los montes degradados del
Mediterráneo ha podido probar el éxito de las acciones de rehabilitación aplicadas en el
establecimiento de las plantas introducidas y la reducción de la degradación y pérdida
de suelos por la erosión hídrica. Estas conclusiones han sido obtenidas en el capítulo 5
de esta memoria. En el presente capítulo se procura evaluar el efecto del legado
existente entre vegetación y suelo de las tierras abandonadas y su interacción con las
acciones de reforestación y las técnicas de restauración ecológicas implementadas en
dicho proyecto de demostración en la mejora del funcionamiento del ecosistema
restaurado acorto y medio plazo.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
218
La reforestación de las tres unidades ambientales de la cuenca hidrográfica de Albatera,
fue abordada con la introducción de una gama de especies forestales, centrándose en el
aumento de la biodiversidad específica y funcional del sistema en restauración. Las
acciones de restauración ecológica, ensayadas tras la reforestación, fueron elegidas a
raíz de una estrategia de rehabilitación, enfocando los puntos de degradación (hot spots)
del ecosistema, lo que llevó a asignar un conjunto de tratamientos a cada unidad
ambiental con el propósito de compensar las carencias biofísicas presentes en cada
unidad experimental, y fortalecer las atributos bióticos y abióticos para la rehabilitación
de la funcionalidad del ecosistema. En este sentido, se plantea la hipótesis
correspondiente a este nivel del estudio, constatando que el legado entre los diferentes
grupos funcionales de la comunidad del matorral disperso, junto a las condiciones
inherentes del suelo debido a la heterogeneidad espacial de la cuenca en restauración,
además de los tratamientos de restauración ecológica implementados en este proyecto
de reforestación, favorecen en su conjunto la mejora del funcionamiento del matorral
disperso objeto de restauración, incrementando los tres principales procesos funcionales
del ecosistema: estabilidad del suelo contra la erosión hídrica, infiltración de agua en el
suelo y el reciclado de los nutrientes en el suelo, a lo largo del periodo de seguimiento
post restauración.
6.2. Materiales y métodos
El protocolo experimental establecido en la cuenca hidrográfica de Albatera consiste en
realizar un seguimiento de las propiedades superficiales del suelo y de la vegetación,
después de la ejecución del proyecto de reforestación y restauración ecológica, durante
un periodo de seguimiento de 4 años. Se aplicó el mismo método de evaluación LFA,
tal y como se explica en el capítulo de material y método. Durante la aplicación de los
transectos LFA se evaluaron las dos componentes del sistema: vegetación y suelo,
obteniendo los índices de funcionamiento del ecosistema: índice de estabilidad, índice
de infiltración e índice de reciclado de nutrientes, además de los recubrimientos de la
vegetación totales y categóricos (por estrato de vegetación), en las tres unidades
ambientales de la cuenca: Umbría, Solana y Terrazas. En total, se realizaron 3 transectos
del método LFA en cada unidad ambiental de la cuenca hidrográfica, generando 9
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
219
transectos en toda la cuenca. Esta evaluación se repitió en cada verano durante 4 años
consecutivos: 2005, 2006, 2007 y 2008.
En el método LFA, los transectos de vegetación son de 50m de longitud, comenzando
aguas arriba en la dirección de máxima pendiente hacia el lecho del río. A lo largo de
cada transecto se evaluó primero el recubrimiento vegetal, en el que se delimitaron los
distintos grupos funcionales representativos en el Matorral bajo disperso, midiendo el
recubrimiento (%) categórico de cada grupo funcional a lo largo del propio transecto
LFA. Evidentemente, la determinación de las diferentes zonas fuente y sumidero en la
cuenca nos ayudó a definir dichos grupos funcionales del Matorral bajo disperso en la
zona piloto, considerando los hoyos de plantación como zona sumidero creada en las
acciones de reforestación. Las áreas desnudas del suelo y llanas que no forman ningún
obstáculo al flujo de agua y nutrientes se consideran como zonas fuente. Sin embargo,
los diferentes estratos de vegetación (fetches), las vaguadas del terreno, los troncos y
ramas de los árboles caídos (LOG) forman sumideros del flujo de agua y los nutrientes
del suelo. Estos sumideros llevan a formarlas denominadas islas de fertilidad (Maestre,
2002).La necromasa de Stipa tenacissima en pie, los hoyos de plantación (SP) también
son zonas sumidero, donde se acumula el flujo de agua y nutrientes.
Paralelamente a la realización de cada transecto de vegetación, se ponderaron los
atributos superficiales del suelo bajo cada tipo funcional a fin de medir los índices de
funcionamiento bajo cada tipo funcional del matorral estudiado. Dentro de las zonas de
fertilidad existentes en el matorral bajo disperso, se pudieron determinar los distintos
grupos funcionales. La evaluación de los atributos superficiales del suelo se realizó
mediante el método del cuadro interceptado de 0,50m X 0,50m de superficie,
ponderando los 10 indicadores de los atributos de la superficie del suelo explicados en
el capítulo (2). El procesamiento de los 10 indicadores de los atributos del suelo y la
textura se llevó a cabo en las plantillas Excel del modelo LFA, lo que contribuyó a
obtener los 3 índices de funcionamiento del suelo: Índice de estabilidad, índice de
infiltración y índice de reciclaje de nutrientes.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
220
Generalmente, hay que tener en consideración que la clasificación de los tipos
biológicos podría ser más o menos amplia, dependiendo del ecosistema y de los
criterios que se requiere introducir en dicha clasificación, siendo el propósito del estudio
muy determinante a los criterios de clasificación. En esta clasificación se puede tener en
consideración la manera de reproducción, la estacionalidad de la actividad fotosintética,
u otros atributos vitales como la longevidad, tasa de crecimiento, etc. Como el propósito
de este estudio es la funcionalidad del ecosistema se han clasificado los tipos biológicos
según el funcionamiento de cada tipo frente al flujo de agua y nutrientes, dividiendo las
formas de vegetación según sus diferencias de porte, área foliar y sistema radicular, que
les brinda maneras diferentes de funcionamiento en cuanto a proporcionar estabilidad al
suelo, infiltración de agua en el suelo y al reciclado de los nutrientes en el suelo.
Tras la reforestación y la aplicación de los diferentes tratamientos de restauración
ecológica en la cuenca hidrográfica se pudieron determinar los diferentes estratos
vegetación y zonas “sumidero”, formando los distintos grupos funcionales del sistema
estudiado como lo siguiente:
- Estrato vegetal Mixto (MIXTO): Se presenta en el agrupamiento de las distintas
estructuras verticales de la vegetación: desde el estrato arbóreo (TREE) y del arbustivo
(SHRUB) (Juniperus oxicedrus, Rhamnus lycioides, Quercus ilex) y/o el estrato
subarbustivo (SUB-SHRUB) (Globularia multiflora, Cistus albidus) y hasta la
vegetación perenne (PG) y los caméfitos.
- Estrato vegetal arbóreo (T): Pinus halepensis Mill. Sp.
- Estrato vegetal arbustivo (S): Juniperus oxicedrus, Rhamnus lycioides o
Quercus ilex.
- Estrato vegetal subarbustivo (SS): Globularia multiflora, Cistus albidus.
- Estrato vegetal herbáceo perenne (PG): Brachypodium retusum
- Necromasa en pie (SDB): Generalmente es la especie Stipa tenacissima.
- LOG: Los troncos y ramas caídas en el suelo.
-Sumidero de plantación (SP): Es el sumidero creado artificialmente en las obras
de apertura de los hoyos para la reforestación.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
221
Junto a estos grupos funcionales que presentan zonas sumidero del ecosistema
estudiado, hemos de evaluar los índices de funcionamiento en las zonas “fuente”
presentadas en:
- Suelo desnudo (BS): es la superficie del suelo sin vegetación en el Matorral
bajo disperso.
A la hora de realizar los transectos de recubrimiento vegetal se tuvieron en
consideración estos grupos funcionales, midiendo la longitud y anchura de “la tesela” y
determinando el tipo del grupo funcional, basándose en la determinación del estrato
vegetal dominante en él. De esta manera, se determinó el recubrimiento (%)
correspondiente a cada grupo funcional, además de la proporción (%) del suelo desnudo
en cada transecto de vegetación.
6.3. Análisis Estadístico
Se pretende evaluar el efecto de las variables independientes: variable unidad
ambiental con los tres niveles del factor, y la variable grupo funcional con 9 niveles
del factor en las variables dependientes: Índice de estabilidad (%), índice de infiltración
(%), índice de reciclado de nutrientes (%) y la tasa de recubrimiento total (%). Los
niveles de la variable independiente son 3: Umbría, Solana y Terrazas. La variable
factor que acoge el grupo funcional se compone de 9 niveles: Suelo desnudo (BS),
estrato Mixto (MIXT), estrato arbóreo (T), estrato arbustivo (S), estrato subarbustivo
(SS), Vegetación perenne (PG), Necromasa en pie (SDB), Material vegetal leñoso
(LOG), y sumidero de plantación (SP).
Al principio abordamos el análisis más simple de comparación entre medias en cada
muestreo, entre los índices de funcionamiento por separado, correspondientes a cada
grupo funcional. Se pretende definir si hay diferencias significativas entre los
promedios de los índices de funcionamiento, correspondientes a cada grupo funcional
por separado, mediante el análisis de varianza unifactorial del modelo lineal general.
Después, se ejecuta el análisis de varianza de medidas repetidas a fin de buscar
diferencias significativas, viendo el efecto inter-sujeto entre los índices de
funcionamiento por separado, correspondientes a los diferentes grupos funcionales a lo
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
222
largo del periodo de monitoreo, para destacar el efecto acumulado en el Tiempo de
muestreo, y por otro lado para ver el efecto intra-sujeto entre los índices del mismo
grupo funcional en el mismo periodo de muestreo.
Además, se prosigue con el modelado de los 3 índices de funcionamiento del suelo
mediante SPSS, siendo los grupos funcionales de la vegetación las clases categóricas
del recubrimiento total de la vegetación que representa la unidad =100%.
En el análisis factorial de componentes principales se evalúa la correlación existente
entre las variables dependientes: índices de estabilidad, índice de infiltración e índice de
reciclado de nutrientes y la variable independiente unidad ambiental con tres niveles:
unidad solana, unidad umbría y unidad Terrazas, y con la variable independiente: Grupo
Funcional con 9 niveles del factor: grupo mixto (MIXT), grupo arbóreo (T), grupo
arbustivo (S), grupo sub-arbustivo (SS), grupo herbáceo perenne (PG), grupo de
necromasa en pie (SDB); material vegetal caído en el suelo (LOG), sumidero de
plantación (SP) y el suelo desnudo (BS).
Se aplica este análisis factorial de componentes principales a fin de agrupar los índices
de funcionamiento en las categorías que tienen la misma significación. Las categorías se
presentan en los tres ejes de la gráfica de componentes. En el caso de que las variables
reducidas por el análisis sigan teniendo una elevada variabilidad, se ejecuta una rotación
de los ejes de la gráfica de componentes hasta obtener una reducción de datos más
apropiada y alcanzar el mejor ajuste de las variables a los ejes de la gráfica de los
componentes principales.
6.4. Resultados
6.4.1. Los procesos funcionales del suelo bajo los distintos grupos funcionalesdel matorral disperso tras las obras de repoblación y restauración ecológica
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
223
En la figura 6.1 se presentan los índices de funcionamiento del suelo bajo cada grupo
funcional y en cada año de seguimiento (2005, 2006, 2007 y 2008). A primera vista se
puede observar que el grupo: SUELO DESNUDO (BS), NECROMASA EN PIE (SDB)
y MATERIAL VEGETAL (LOG) presentaron los índices de funcionamiento más bajos,
sin embargo los grupos funcionales propiamente dicho, como el estrato: MIXT, T, SS,
S, PG y SP, presentaron los índices más elevados.
Índice de estabilidad:
Índice de infiltración:
Índice de reciclado de nutrientes:
2005 2006 2007 2008
Figura 6.1. Índices de funcionamiento del matorral disperso (%) bajo los diferentes grupos
funcionales (7 tipos) a lo largo del periodo de seguimiento: 2005, 2006, 2007 y 2008. Los índices de
funcionamiento del ecosistema: Estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes presentados
gráficamente son los valores promedios de las tres laderas de muestreo (n=3).
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e es
tabi
lidad
(%)
0
20
40
60
80
100
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e es
tabi
lidad
(%)
0
20
40
60
80
100
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e es
tabi
lidad
(%)
0
20
40
60
80
100
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e Es
tabi
lidad
(%)
0
20
40
60
80
100
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e in
filtr
ació
n (%
)
0
10
20
30
40
50
60
70
Grupos funcionales.
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e In
filtr
ació
n (%
).
0
10
20
30
40
50
60
70
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e in
filtr
ació
n (%
)
0
10
20
30
40
50
60
70
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e in
filtr
ació
n (%
)
0
10
20
30
40
50
60
70
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e re
cicl
ado
de n
utrie
ntes
(%)
0
20
40
60
80
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e re
cicl
ado
de n
utrie
ntes
(%).
0
20
40
60
80
100
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e re
cicl
ado
de n
utrie
ntes
0
20
40
60
80
Grupos funcionales
BS MIXT T S SS PG SDB LOG SP
Indi
ce d
e re
cicl
ado
de n
utrie
ntes
0
20
40
60
80
100
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
224
El análisis estadístico de la varianza de un factor considerando la variable dependiente:
el índice de funcionamiento y la variable independiente (factor): grupo funcional dio
los resultados ilustrados en la tabla 6.1:
Variable Muestreo Efectos inter-grupos funcionales
Índice de estabilidad
2005 F= 18,373
P= 0,000
2006 F= 23,599
P= 0,000
2007 F= 22,921
P= 0,000
2008 F= 34,640
P= 0,000
Índice de infiltración
2005 F= 5,045
P= 0,002
2006 F= 9,228
P= 0,000
2007 F= 10,479
P= 0,000
2008 F= 9,139
P= 0,000
Índice de reciclado
de nutrientes
2005 F= 1,307
P= 0,000
2006 F= 16,082
P= 0,000
2007 F= 17,679
P= 0,000
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
225
2008 F= 7,506
P= 0,000
Tabla 6.1. Estadístico F y Significación p del análisis estadístico de la varianza de un factorrealizado por el SPSS. 14.0.
El análisis estadístico de la varianza unifactorial muestra el efecto significativo del
grupo funcional en los índices de funcionamiento por separado y en cada año de
seguimiento. Esto quiere decir que los índices de funcionamiento: estabilidad,
infiltración y reciclado de nutrientes fueron significativamente diferentes entre los
grupos funcionales.
El análisis univariante, realizado sobre los índices de funcionamiento por separado en
función de la variable factor: unidad ambiental, no presentó diferencias significativas.
Esto supone que la variable independiente: Unidad ambiental, con tres niveles del
factor: Umbría, Solana y Terrazas, no tuvo un efecto significativo sobre los índices de
Estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes por separado y en cada año de
muestreo por separado.
6.4.2. La evolución delos procesos funcionales del suelo, bajo los distintosgrupos funcionales del matorral disperso, tras las obras de repoblación yrestauración
Como segunda etapa del análisis se pretende diagnosticar la evolución del
funcionamiento de la cuenca hidrográfica en restauración durante el periodo de
monitoreo. Para ello, se representan a continuación los histogramas y diagramas de
puntos de cada índice de funcionamiento a lo largo del tiempo de muestreo. El
propósito es ver el efecto del grupo funcional, sobre cada índice de funcionamiento por
separado, en cada año de muestreo y luego el efecto acumulado en el tiempo. Esto
quedará reflejado en los resultados del análisis de la varianza de medidas repetidas del
Modelo lineal Generalizado (GLM), resaltando el efecto inter-sujetos del grupo
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
226
funcional, el efecto intra-sujetos del grupo funcional (lo que quiere decir el efecto del
tiempo), y el efecto de la interacción: grupo*tiempo.
6.4.2.1. Índice de estabilidad
Muestreos (años).
Jun-05 Jul-06 Agos-07 Agos-08
Indi
ce d
e es
tabi
lidad
(%)
0
20
40
60
80
100BSMIXTTSSSPGSDBLOGSP
Figura 6.2. Índices de estabilidad del suelo, bajo los distintos grupos funcionales del matorraldisperso, a lo largo del período de seguimiento después de la reforestación y la aplicación de lasacciones de restauración ecológica (2005-2008).
Se puede observar en la figura 6.2que los índices de Estabilidad más elevados fueron
relacionados con los grupos funcionales: MIXT y T, S, SS, PG y SP, mientras los más
bajos eran para el resto de las categorías: BS, SDB y LOG. El análisis estadístico uni-
variante de las medidas repetidas mostró el efecto significativo inter-sujetos del grupo
funcional (F=45,689; Sig.=0,000), lo que afirma las diferencias significativas entre los
índices de estabilidad correspondientes a cada grupo funcional en cada año de
muestreo. Además, se afirmó el efecto intra-sujetos del grupo funcional acumulado en
el tiempo (F=7,658; sig.=0,000), dando diferencias significativas entre los índices de
estabilidad correspondientes a cada grupo funcional entre años durante el tiempo de
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
227
muestreo. La interacción: grupo*tiempo también tuvo un efecto significativo en la
variable índice de Estabilidad (F=2,228; sig.=0,008).
Muestreos (años)
Jun-05 Jul-06 Agos-07 Agos-08
Indi
ce d
e Es
tabi
lidad
(%)
40
50
60
70
80
90BSMIXTTSSSPGSDBLOGSP
Figura 6.3. Evolución de los índices de estabilidad del suelo, correspondientes a los distintos gruposfuncionales del matorral disperso, a lo largo del periodo de seguimiento tras la repoblación forestaly la aplicación de las acciones de restauración ecológica (2005-2008).
La gráfica de dispersión de puntos muestra la inercia del índice de estabilidad bajo cada
grupo funcional a lo largo del período de seguimiento (2005-2008). Esta gráfica
reafirma el efecto del grupo funcional acumulado en el tiempo, proporcionando
mejoras significativas entre años bajo todos los grupos funcionales, y reflejando a su
vez una disminución, estabilización y luego mejora, o reanudación, hacia una tendencia
creciente.
6.4.2.2. Índice de infiltración
Las gráficas de la figura 6.4 muestran del mismo modo el índice de infiltración bajo los
9 tipos de grupo funcional a lo largo del tiempo de seguimiento. El análisis estadístico
mostró el efecto significativo inter-sujetos del grupo funcional en el índice de
infiltración (31,108; sig.=0,000), lo que prueba que hay diferencias significativas entre
los índices de infiltración correspondientes a cada grupo funcional en cada año de
muestreo. Además, el efecto significativo intra-sujetos del tiempo de muestreo en el
índice de infiltración (F=4,004; sig.=0,012). Esto quiere decir que hubo diferencias
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
228
significativas entre los índices de infiltración correspondientes al mismo grupo
funcional por separado a lo largo del tiempo de muestreo. La interacción
grupo*tiempo no tuvo el efecto significativo sobre el índice de infiltración (F=1,515;
sig.=0,103).
Muestreos (años)
Jun-05 Jul-06 Agos-07 Agos-08
Indi
ce d
e in
filtr
ació
n (%
).
0
10
20
30
40
50
60
70BSMIXTTSSSPGSDBLOGSP
Figura 6.4. Los índices de infiltración, correspondientes a los diferentes grupos funcionales delmatorral disperso, a lo largo del periodo de seguimiento tras la reforestación y la aplicación de laobras de la restauración ecológica.
En la gráfica 6.5 se puede ver claramente la estabilización en la evolución del índice de
infiltración correspondiente a cada grupo funcional. A diferencia del índice de
estabilidad, el de infiltración llega a perder esta clara distinción entre los 2 conjuntos:
los grupos funcionales con índices más elevados y los que tienen índices más bajos.
Esto confirma la ausencia del efecto significativo de la interacción: grupo*tiempo
debido a que en los dos últimos muestreos (2007, 2008) se tiende más bien a perder las
diferencias significativas de los dos primeros muestreos (2005, 2006), reduciendo estas
diferencias entre los índices y llegando casi a solapar las barras del error típico. La
inercia general del índice de infiltración llega a estabilizarse acercándose en valores
bajo los diferentes grupos funcionales.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
229
Muestreos (años)
Jun-05 Jul-06 Agos-07 Agos-08
Indi
ce d
e in
filtr
ació
n (%
).
20
30
40
50
60
70BSMIXTTSSSPGSDBLOGSP
Figura 6.5. Evolución de los índices de infiltración, correspondientes a los diferentes gruposfuncionales del matorral disperso, a lo largo del periodo de seguimiento, tras la reforestación y laaplicación de la obras de la restauración ecológica.
6.4.2.3. Índice de reciclado de nutrientes
En cuanto al índice de reciclado de nutrientes, se detectaron diferencias significativas
entre los grupos funcionales, probando el efecto significativo inter-sujetos del grupo
funcional (F=6235,127; sig.=0,000). También se detectó el efecto significativo intra-
sujetos del grupo funcional en el tiempo (F=7,148; sig.=0,000) en el índice de
reciclado de nutrientes. El mismo análisis de ANOVA de un factor de medidas repetidas
probó el efecto significativo de la interacción: grupo*tiempo en el índice de reciclado
de nutrientes (F=2,614; sig.=0,002).
Las gráficas 6.6 y 6.7 respectivamente, muestran del mismo modo la relación existente
entre la variable dependiente: índice de reciclado de nutrientes y la variable
independiente grupo funcional. El análisis estadístico confirmó las diferencias
significativas existentes entre las medias correspondientes a cada grupo funcional y a
lo largo del tiempo de muestreo.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
230
Muestreos (años)
Jun-05 Jul-06 Agos-07 Agos-08
Indi
ce d
e re
cicl
ado
de n
utrie
ntes
(%)
0
20
40
60
80
100BSMIXTTSSSPGSDBLOGSP
Figura6.6. Índices de reciclado de nutrientes, correspondientes a los diferentes estratos de lavegetación del matorral disperso, a lo largo del periodo de seguimiento (2005-2008), tras el proyectode repoblación forestal y la aplicación de las acciones de restauración ecológica.
También en el análisis de la inercia de este índice de reciclado de nutrientes se vio cómo
se acercaron los valores relacionados a cada grupo funcional. Así pues, se ve en la
figura 6.8 que los estratos con los índices más elevados: MIXT, T, S, SS, y PG
tendieron a reducir los índices hasta estabilizarse en los 2 últimos muestreos (2007,
2008). Sin embargo, los grupos funcionales con los valores más bajos del índice de
reciclado: BS, SDB y LOG presentaron una tendencia creciente aumentando los valores
de dicho índice hacia estabilizarse en los últimos 2 muestreos. El grupo HOYO DE
PLANTACIÓN (SP) tuvo unos valores intermedios entre los dos conjuntos.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
231
Muestreos (años)
Jun-05 Jul-06 Agos-07 Agos-08
Indi
ce d
e re
cicl
ado
de n
utrie
ntes
(%).
10
20
30
40
50
60
70
80
90BSMIXTTSSSPGSDBLOGSP
Figura6.7. Evolución de los índices de reciclado de nutrientes, correspondientes a los diferentesestratos de la vegetación del matorral disperso, a lo largo del periodo de seguimiento (2005-2008),tras el proyecto de repoblación forestal y la aplicación de las acciones de restauración ecológica.
6.4.3. Modelo factorial de los índices de funcionamiento
Hasta ahora se ha concluido que la variable independiente grupo funcional explica las
variables dependientes por separado: índice de estabilidad, infiltración y reciclado de
nutrientes. Además se probó que esta variable factor grupo funcional tuvo un efecto
acumulado en el tiempo en la interpretación de las variables dependientes por separado
durante el periodo de seguimiento.
Después de haber analizado el peso de los dos factores independientes: grupo
funcional y unidad Ambiental en la variabilidad de los índices de funcionamiento en
su conjunto (índice de estabilidad, índice de infiltración e índice de reciclado de
nutrientes) y por separado. No se pudo ver un efecto significativo independiente del
factor: unidad Ambiental en las variables dependientes: índices de funcionamiento.
Por ello, se requiere ahora, ver los diferentes grados de correlación existentes que
generan las diferentes combinaciones entre los factores independientes juntos: grupo y
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
232
unidad, dando lugar a una reducción de las variables estudiadas desde lo más detallado
hasta lo menos detallado.
Para ello, se aplica el Análisis de Componentes Principales (PCA). Este análisis es la
forma de reducir los datos categóricos presentados anteriormente, teniendo en
consideración las variables factor: unidad ambiental con 3 niveles, y grupo funcional
con 9 niveles. En definitiva, se concluye una base de datos de 81 variables, creadas a
partir de las 3 variables cuantitativas dependientes: índice de estabilidad, índice de
infiltración e índice reciclado de nutrientes por cada grupo funcional y por cada unidad
ambiental. El Análisis de Componentes Principales (PCA) agrupa dichas variables en
grupos; presentadas en componentes según las similitudes para una mejor explicación e
interpretación. El máximo número de componentes en el que se pueda reducir las
variables es de 3, dando como resultado una gráfica de 3 componentes con tres ejes: X,
Y y Z.
En el gráfico de Componentes Principales se puede ver el grado de correlación que se
explica por la cercanía o lejanía de la variable estudiada (índice de funcionamiento) al
eje correspondiente a cada componente resultante del análisis. En el caso de que las
variables no se distribuyan de una forma regular entre los ejes de las componentes de la
gráfica, se hace una rotación “oblicua” de dichos ejes a fin de equilibrar entre los grupos
de variables, teniendo una distribución más interpretable. Este tipo de rotación hace
girar los ejes X, Y y Z en la misma dirección e intensidad hasta tener un menor número
de grupos de variables, donde las variables introducidas al análisis (81variables) suelen
estar repartidas en su mayoría entre las 3 componentes del análisis: componente 1, y
luego en la componente 2 y en su menor parte en la componente 3.
En esta fase del análisis veremos el peso de cada variable resultado de la combinación
entre la unidad ambiental: Umbría, Solana y Terrazas y el grupo funcional: BS,
MIXT, T, S, SS, PG, SDB, LOG y SPen la variabilidad de cada variable cuantitativa:
índice de estabilidad, índice Infiltración e índice reciclado de nutrientes. Las variables
agrupadas bajo la componente 1 tienen más peso que las variables agrupadas en las
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
233
componentes 2 y 3. Obviamente, las variables agrupadas bajo la componente 2 tienen
mejor peso que las agrupadas bajo la componente 3. El Modelo Factorial a veces agrupa
las variables bajo estas 3 Componentes Principales que presentan los valores del vector
más elevado.
Se empieza a construir el modelo factorial desde lo más detallado hacia lo menos
detallado, juntando en cada paso las variables que significan lo mismo o tienen
similitudes de variabilidad hasta llegar a tener el modelo más simple que agrupa las 81
categorías en el mínimo de variables.
6.4.3.1. Modelo factorial de los índices de funcionamiento en función de lacombinación lineal entre el tipo de la unidad ambiental y el tipo del grupofuncional
El Análisis Factorial de Componentes Principales presenta el grado de relación que hay
entre los factores (variables independientes): unidad ambiental y grupo funcional y
las variables (dependientes): índices de funcionamiento: Estabilidad, infiltración y
reciclado de nutrientes. Este análisis utiliza el análisis de regresión múltiple para
calcular las posibles correlaciones existentes entre cada variable y el resto de las
variables. Además, calcula el % de varianza y el% de varianza acumulada de las nuevas
variables producidas por el análisis, agrupando las variables inicialmente introducidas
en el análisis bajo cada componente de la gráfica de componentes.
Componente3
1,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte 2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Stab_S_T
Infilt_SS_U
Infilt_T_SStab_SP_S
Stab_SS_TStab_SS_S
Recic_MIXT_U
Stab_PG_S
Stab_T_U
Stab_MIXT_UStab_PG_URecic_SP_S
Recic_T_U
Infilt_MIXT_T
Infilt_MIXT_S
Recic_T_S
Infilt_T_T
Stab_MIXT_T
Infilt_PG_TRecic_MIXT_S
Recic_SS_UStab_T_T
Reci_PG_S
Infilt_PG_S
Recic_SDB_U
Stab_S_U
Stab_BS_S
Infilt_SS_S
Stab_SP_U
Infilt_LOG_U
Infilt_T_U
Infilt_SP_S
Recic_SS_T
Stab_PG_T
Recic_T_TRecic_MIXT_T
Stab_LOG_U
Infilt_BS_SInfilt_BS_U
Stab_LOG_S
Stab_SDB_U
Stab_S_S
Recic_LOG_S
Infilt_MIXT_U
Recic_S_U
Infilt_SDB_U
Infilt_S_S
Infilt_LOG_S
Recic_BS_UInfilt_SDB_S
Infilt_S_T
Stab_SS_U
Infilt_BS_TRecic_S_T
Infilt_SP_U
Recic_BS_T
Stab_SDB_SRecic_SP_U
Recic_LOG_T
Stab_BS_T
Stab_MIXT_S
Stab_SDB_TInfilt_PG_U
Infilt_S_U
Stab_T_S
Stab_BS_U
Recic_SS_S
Infilt_SP_T
Recic_S_S
Stab_SP_T
Gráfico de componentes en espacio rotado: Indices de funcionamiento (%)
Número de componente81797775737169676563615957555351494745434139373533312927252321191715131197531
Autovalor
40
30
20
10
0
Gráfico de sedimentaciónb
a a
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
234
Figura 6.8. La agrupación de las categorías resultantes de la repartición de 3 los índices defuncionamiento: Estabilidad, Infiltración y Reciclado de nutrientes por unidad ambiental(3unidades) y por grupo funcional (9grupos funcionales).
Desde el gráfico de componentes principales (figura. 6.8a), se agrupan las 81 variables
cuantitativas en tres componentes: umbría, solana y terrazas. Cada variable categórica
tiene más peso en la correlación entre los tres índices de funcionamiento: estabilidad,
infiltración y reciclado de nutrientes. El gráfico de sedimentación (figura. 6.8b), a la
derecha, presenta las tres componentes que agrupan todas las variables introducidas en
el análisis. Estas tres componentes son las variables que presentan los autovalores más
elevados.
En la tabla de la varianza total explicada del análisis de componentes principales, se
puede concluir que las 81 variables están correlacionadas entre ellas, pudiéndose reducir
bajo 3 componentes del análisis, y que la componente 1 explica: el 35,253% de la
varianza total, la componente 2 explica el 30,164% de la varianza total y, por último, la
componente 3 explica: el 15, 583% de la varianza total.
6.4.3.1.1. Modelo factorial del índice de estabilidad en función de lacombinación lineal entre el tipo de la unidad ambiental y el tipo del grupofuncionalEn este paso de reducción de variables agrupamos a las variables del índice de
estabilidad de los 9 niveles del factor: grupo funcional y los 3 niveles del factor:
unidad ambiental, dando resultado a la reducción de 27 variables en tres componentes
principales del análisis Factorial. La figura 6.9 muestra los resultados del análisis de
componentes principales del índice de estabilidad (%).
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
235
Figura 6.9. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de Estabilidad (%).
Desde la matriz ilustrada arriba, en la figura 6.9, se puede apreciar el peso de cada
variable cuantitativa: índice de estabilidad (%) en la correlación que hay entre todas las
variables de la misma en las 3 unidades ambientales (solana, umbría y terrazas) y de
los 9 grupos funcionales estudiados. Desde la tabla (b) de la figura se ve claramente
que la variable de Estabilidad, en el suelo desnudo de la unidad solana, tiene un
coeficiente de correlación de 0,926 con la componente 1, y no tiene correlación con el
resto de las dos componentes 2 y 3. En la misma tabla, se puede ver el peso de cada
variable cuantitativa del índice de Estabilidad en la componente, resultado de la
reducción de datos tras el análisis de componentes principales, indicando cada variable
a qué componente pertenece. Algunas variables tienen un peso equitativamente,
compartido entre dos componentes, lo que quiere decir que están a la misma distancia
entre los dos ejes correspondientes a cada componente. Por ejemplo, estabilidad del
SUMIDERO DE PLANTACIÓN (SP) en umbría tiene un peso de 0,690 en la
componente2 y un coeficiente de correlación de 0,561 en la componente 3.
Matriz de componentes a
,926,745 -,589,869
,548 ,709,949
,517 -,728,960,933
,608 -,625,849 -,519,707 ,627,688 ,566
-,848 ,522,922,690 ,704,974,948
,690 ,561,601 ,798
,850,833,759,971,679 ,707
,876,878
-,910
Stab_BS_SStab_MIXT_SStab_T_SStab_S_SStab_SS_SStab_PG_SStab_SDB_SStab_LOG_SStab_SP_SStab_BS_UStab_MIXT_UStab_T_UStab_S_UStab_SS_UStab_PG_UStab_SDB_UStab_LOG_UStab_SP_UStab_BS_TStab_MIXT_TStab_T_TStab_S_TStab_SS_TStab_PG_TStab_SDB_TStab_LOG_TStab_SP_T
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.3 componentes extraídosa.
Componente 31,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Stab_PG_TStab_T_T
Stab_MIXT_T
Stab_BS_T
Stab_SS_UStab_LOG_S
Stab_PG_U
Stab_S_S
Stab_SDB_TStab_SP_U
Stab_BS_S
Stab_SDB_SStab_SS_T
Stab_SS_S
Stab_T_S
Stab_MIXT_U
Stab_LOG_T
Stab_SDB_U
Stab_T_U
Stab_LOG_U
Stab_BS_U
Stab_SP_SStab_PG_S
Stab_S_U
Stab_S_T
Stab_MIXT_S
Stab_SP_T
Principal components: Indice de Estabilidad (%).
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
236
En la tabla de la matriz de componentes principales, ilustrada arriba, se pueden ver los
grupos de variables del índice de Estabilidad que explican lo mismo, extraídas en 3
componentes latentes: 1, 2 y 3. Los grupos de variables seleccionados en azul explican
lo mismo, cumpliendo el principio de parsimonia sin perder interpretabilidad y se
agrupan bajo la componente 1. Las variables cuantitativas de Estabilidad que están
seleccionadas en Rojo se agrupan bajo la componente 2. Y por último, las variables de
Estabilidad seleccionadas en color Verde están correlacionadas bajo la componente 3.
Los Grupos Funcionales, incluidos en cada componente, se comportan de la misma
manera en cuanto al índice de estabilidad, aunque de unidades ambientales diferentes, es
decir tienen similitudes en los índices de Estabilidad (%).
6.4.3.1.2. Modelo factorial del índice de infiltración en función de la
combinación lineal entre el tipo de unidad ambiental y el tipo de grupo
funcional
Del mismo modo se extraen los grados de correlación correspondientes a cada variable
categórica del índice de infiltración por cada tipo de grupo funcional y por unidad
ambiental. Se puede apreciar claramente, que la mayoría de las variables resultantes de
esta combinación se agrupan bajo las dos primeras componentes 1 y 2 y es un número
menor de variables las que se ajustan a la componente 3.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
237
Figura 6.10. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de infiltración (%).
6.4.3.1.3 Modelo factorial del índice de reciclado de nutrientes en función de
la combinación lineal entre el tipo de la unidad ambiental y el tipo del grupo
funcional
En la figura 6.11mostrada abajo se resalta el agrupamiento de las variables categóricas
del índice de reciclado de nutrientes bajo la componente 1 de la gráfica de los
componentes principales. La tabla, arriba a la derecha, muestra la matriz resultado del
análisis de componentes principales, proporcionando la reducción de dichas variables en
3 componentes principales. Como norma de este análisis siempre se agrupa el mayor
número de variables del índice de reciclado a la componente 1. La componente 2 agrupa
menor número de variables y por último la componente 3 agrupa el resto de las
variables restantes.
Infilt_S_S
Infilt_S_SInfilt_SDB_T
Infilt_LOG_TInfilt_PG_S
Infilt_MIXT_S
Infilt_MIXT_S
Infilt_SDB_S
Infilt_SS_T
Infilt_LOG_S
Infilt_BS_T
Infilt_PG_T
Infilt_BS_S
Infilt_BS_S
Infilt_SDB_U
Infilt_MIXT_TInfilt_SS_S
Infilt_LOG_U
Infilt_S_T
Infilt_SP_T
Infilt_SS_U
Infilt_T_S
Infilt_T_SInfilt_T_T
Infilt_BS_U
Infilt_PG_U
Infilt_MIXT_UInfilt_S_U
Infilt_SP_S
Infilt_T_U
Infilt_SP_U
Componente 31,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Componente 2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 1 1,00,50,0-0,5-1,0
Principal components: Indice de infiltración (%)
Matriz de componentes a
,995,947,729 ,678,827,821 -,562,843 ,533
,975,996
-,761 ,638,884
-,846-,729 ,588-,854
,530 ,773-,983
,997,944
-,921,809,888,718 -,558,667 -,685
,987,951,695 ,640,807 ,591
,754
Infilt_BS_SInfilt_MIXT_SInfilt_T_SInfilt_S_SInfilt_SS_SInfilt_PG_SInfilt_SDB_SInfilt_LOG_SInfilt_SP_SInfilt_BS_UInfilt_MIXT_UInfilt_T_UInfilt_S_UInfilt_SS_UInfilt_PG_UInfilt_SDB_UInfilt_LOG_UInfilt_SP_UInfilt_BS_TInfilt_MIXT_TInfilt_T_TInfilt_S_TInfilt_SS_TInfilt_PG_TInfilt_SDB_TInfilt_LOG_TInfilt_SP_T
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.
3 componentes extraídosa.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
238
Figura 6.11. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
Analizando las 3 tablas de la matriz de cada índice de funcionamiento por separado, en
función de la combinación entre los grupos funcionales y las unidades ambientales
(figuras: 6.9; 6.10 y 6.11), se encuentran las combinaciones que tienen más peso en la
correlación en la primera columna de la tabla correspondiendo a la componente 1 del
análisis factorial de componentes principales. Estas variables, presentes en la
componente 1, son las que tienen mayor efecto en la correlación, más que las variables
presentes en las componentes 2 y 3. Los resultados muestran claramente que las
unidades de solana y umbría se comportan del mismo modo en cuanto al índice de
estabilidad y reciclado de nutrientes. Ambas unidades tienen mayor efecto que la unidad
terrazas. Sin embargo, las 3 unidades ambientales tienen el mismo efecto en el índice
de infiltración.
Ahora se pretende detallar mejor el peso de cada variable independiente: unidad
ambiental y grupo funcional en la correlación existente entre los índices de
funcionamiento, recurriendo a analizar por separado los modelos factoriales de dichos
índices de funcionamiento, según el tipo del grupo funcional y la unidad ambiental.
Matriz de componentes a
-,629 ,676,617 ,773,634 ,733
,882,757,684 ,719-,676 ,732-,782 ,623
-,867-,886,693 -,556,794 -,606,939
,992,684 ,719-,721 ,617-,667 ,742-,612 -,783,929,590 ,790,590 ,790,948,609 ,784
,963-,801,897-,906
Recic_BS_SRecic_MIXT_SRecic_T_SRecic_S_SRecic_SS_SReci_PG_SRecic_SDB_SRecic_LOG_SRecic_SP_SRecic_BS_URecic_MIXT_URecic_T_URecic_S_URecic_SS_UReci_PG_URecic_SDB_URecic_LOG_URecic_SP_URecic_BS_TRecic_MIXT_TRecic_T_TRecic_S_TRecic_SS_TReci_PG_TRecic_SDB_TRecic_LOG_TRecic_SP_T
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.3 componentes extraídosa.
Recic_S_SRecic_BS_S
Recic_SDB_T
Recic_SDB_SRecic_LOG_U
Recic_SP_T
Recic_LOG_SRecic_BS_U
Recic_SS_URecic_T_T
Recic_MIXT_TRecic_SS_T
Reci_PG_T
Recic_SDB_U
Recic_MIXT_SReci_PG_U
Reci_PG_S
Recic_T_S
Recic_BS_TRecic_S_T
Recic_SS_SRecic_LOG_T
Recic_SP_U
Recic_MIXT_U
Recic_S_U
Recic_SP_S
Recic_T_U
Componente 31,0
0,5 0,0 -0,5 -1,0
Componente 2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 1
1,00,50,0-0,5-1,0
Principal components: Indice de Reciclado de nutrientes (%)
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
239
Para ello, ante todo, procedemos al análisis de componentes principales de los índices
de funcionamiento, según el grupo funcional:
6.4.3.2. Modelo factorial de los 3 índices de funcionamiento en función del tipo del
grupo funcional
Ejecutando el análisis factorial de componentes principales de los 3 índices de
funcionamiento, según los 9 grupos funcionales del matorral estudiado, genera el peso
de cada combinación en la correlación formando el modelo factorial. Los valores de
correlación se ilustran en la tabla a la derecha de la figura 6. 13. La gráfica a la
izquierda de la misma figura, representa el grado de correlación entre los tipos
funcionales y los 3 índices de funcionamiento, además del agrupamiento en 3
componentes principales del análisis. Los valores de correlación de cada combinación:
el tipo del índice de funcionamiento y tipo de grupo funcional vienen reflejadas en la
tabla a la derecha de la figura 6.12.
Figura 6.12. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
Infilt_SS
Infilt_Mixt
Stab_SS
Infilt_PG
Recicl_PG
Recicl_T
Recicl_MIXT
Stab_S
Stab_PG
Infilt_T
Infilt_LOG
Stab_Mixt
Infilt_BS
Stab_T
Recicl_SDB
Recicl_SS
Infilt_SDB
Recicl_SP
Recic_BSStab_SP
Recicl_S
Infilt_S
Infilt_SP
Stab_LOG
Stab_BS
Stab_SDB
Componente3
1,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Gráfico de componentes en espacio rotado Matriz de componentes rotados a
-,969-,501 ,837-,547 ,831,626 ,743
,638 ,754,948
-,943-,914
,975,983
,982-,705 ,592
,683 -,537,570 ,658
,968,990,975
-,923,970
,989,973,600 -,717,941,952
,986,992
-,775 ,600
Stab_BSStab_MixtStab_TStab_SStab_SSStab_PGStab_SDBStab_LOGStab_SPInfilt_BSInfilt_MixtInfilt_TInfilt_SInfilt_SSInfilt_PGInfilt_SDBInfilt_LOGInfilt_SPRecic_BSRecicl_MIXTRecicl_TRecicl_SRecicl_SSRecicl_PGRecicl_SDBRecicl_LOGRecicl_SP
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.
Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.La rotación ha convergido en 5 iteraciones.a.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
240
A continuación, ejecutamos el análisis de componentes principales de cada índice por
separado para saber los valores de correlación de cada grupo funcional en cada índice de
funcionamiento por separado.
6.4.3.2.1. Modelo factorial del índice de estabilidad, según los tipos de los
grupos funcionales
Figura 6.13. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
Este análisis muestra que los índices de estabilidad (%) bajo los grupos funcionales: BS,
SDB y LOG se agrupan bajo la componente 1; correlacionándose entre ellos con los
siguientes valores de correlación: 0,948, 0,954 y 0,927. Los grupos funcionales:
MIXT, T, SS, PG se comportan de la misma forma, correlacionándose con el índice de
estabilidad bajo la componente 2 con los siguientes valores de correlación: 0,841, 0,844,
0,786 y 0,963, respectivamente. Y por último, la forma de vida S y SP se comportan de
la misma forma correlacionándose con el índice de estabilidad bajo la componente 3.
Los respectivos pesos de los grupos funcionales S y SP en la correlación son
respectivamente: 0,649 y 0,994.
Matriz de componentes rotadosa
,948,841
,528 ,844-,715 ,649
,786 ,563,963
,954,927
,994
Stab_BSStab_MixtStab_TStab_SStab_SSStab_PGStab_SDBStab_LOGStab_SP
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.
Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.La rotación ha convergido en 8 iteraciones.a.
Stab_SP
Stab_BS Stab_SDB
Stab_SS
Stab_LOG
Stab_T
Stab_PGStab_Mixt
Stab_S
Componente 31,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Gráfico de componentes en espacio rotado: Indice de Estabilidad (%)
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
241
6.4.3.2.2. Modelo factorial del índice de infiltración, según los tipos de los
grupos funcionales
El modelo factorial del índice de infiltración, según los 9 grupos funcionales, se
establecen los valores de correlación ilustrados en la tabla a la derecha de la figura 6.
14.
Se constata entonces que los grupos funcionales BS, SDB y LOG se comportaban de la
misma manera en cuanto al índice de infiltración, agrupados bajo la componente 1 de la
gráfica de los componentes principales, con los valores de correlación respectivos:
0,984; 0,999 y 0,982. Los grupos funcionales: S, PG y SP se agrupan bajo la
componente 2 del análisis con los valores de correlación: 0,868; 0,815 y -0,998. Y por
último, los grupos funcionales: MIXT, T y SS se agrupan bajo la componente 3 del
análisis con los respectivos pesos en la correlación: 0,978; 0,704 y 0,771.
Figura 6.14. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de infiltración (%).
Componente 31,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Infilt_SS
Infilt_Mixt
Infilt_PG
Infilt_LOGInfilt_BS
Infilt_SDB
Infilt_T
Infilt_SP
Infilt_S
Gráfico de componentes en espacio rotado: Indice de Infiltración (%)
Matriz de componentes rotadosa
,984,978
-,664 ,704,868
,613 ,771,815 ,535
,999,982
-,998
Infilt_BSInfilt_MixtInfilt_TInfilt_SInfilt_SSInfilt_PGInfilt_SDBInfilt_LOGInfilt_SP
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.
Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.La rotación ha convergido en 4 iteraciones.a.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
242
6.4.3.2.3. Modelo factorial del índice de reciclado de nutrientes según los
tipos de los grupos funcionales
En el modelo factorial del índice de reciclado de nutrientes se agruparon los grupos
funcionales: MIXT, T, SS y PG bajo la componente 1, con los respectivos valores de
correlación: 0,958; 0,961; 0,711 y 0,948. Mientras los grupos funcionales: BS, SDB y
LOG se comportaron de la misma forma, correlacionándose con el índice de reciclado
de nutrientes con los respectivos pesos: 0,986; 0,969 y 0,978. Bajo el eje de la
componente 3 del gráfico de componentes principales se ajustan los siguientes grupos
funcionales: S con un peso de 0,631 en la correlación, y SP con un -0,887 en la
correlación.
Figura 6.15. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
6.4.3.3. Modelo factorial de los índices de funcionamiento en función del tipo
de la unidad ambiental
Componente 31,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Recicl_SSRecicl_MIXT
Recicl_PG
Recicl_T
Recicl_S
Recic_BSRecicl_LOG
Recicl_SDB
Recicl_SP
Gráfico de componentes en espacio rotado: Reciclado de nutrientes (%)
Matriz de componentes rotadosa
,986,958,961
-,681 ,631,711 ,701,948
,969,978
-,887
Recic_BSRecicl_MIXTRecicl_TRecicl_SRecicl_SSRecicl_PGRecicl_SDBRecicl_LOGRecicl_SP
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.
Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.La rotación ha convergido en 5 iteraciones.a.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
243
En esta fase del análisis factorial se pretende agrupar los índices de funcionamiento del
suelo: estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes, según el tipo de la unidad
ambiental: Solana, Umbría y Terrazas de la cuenca hidrográfica estudiada. Al
principio se introducen todas las variables resultantes de la combinación entre los 3
índices de funcionamiento y las 3 unidades ambientales estudiadas. Los resultados
determinan las 3 clases de correlación: índice de funcionamiento y unidad ambiental
pudiendo agruparlas en 3 ejes de la gráfica de componentes principales. Cada grupo se
comporta de manera diferente, teniendo más correlación con la componente a la que se
ajusta y menos correlación con las otras 2 componentes. Los grados de correlación de
cada categoría se resumen en la tabla: Matriz de componentes, ilustrada a la derecha de
la figura 6. 16. La forma de agrupamiento, el grado de variabilidad, se presenta con la
cercanía o lejanía a los ejes de la gráfica de componentes principales, ilustrada en la
gráfica situada a la izquierda de la misma figura 6. 16.
Figura 6.16. Gráfico de componentes principales (a) y matriz de componentes principales (b)
extraídos de los Índices de funcionamiento: Estabilidad (%), Infiltración (%) y Reciclado de
nutrientes (%).
Los mejores grados de correlación con la componente 1 se corresponden con la
infiltración (0,997) y reciclado de nutrientes (0,995) en la unidad Solana, junto con el
reciclado en Umbría (0,871) y en Terrazas (0,515). Sin embargo, la estabilidad en
Stab_T
Infilt_URecic_U
Infil_S
Stab_S
Recic_S
Stab_U
Recic_T
Infilt_T
Componente 31,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Gráfico de componentes en espacio rotado: Indices de funcionamiento (%)
Matriz de componentes rotadosa
,917,997,995
,971,686 ,653
,871,506 ,723
-,958,515 -,726
Estabilidad-SolanaInfiltración-SolanaReciclado-SolanaEstabilidad-UmbriaInfiltración-UmbriaReciclado-UmbriaEstabilidad-TerrazasInfiltración-TerrazasReciclado-Terrazas
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.
La rotación ha convergido en 4 iteraciones.a.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
244
Solana (0,917) y en Umbría (0,971) está mejor correlacionada con la componente (2).
Se añade a este grupo la infiltración en Umbría (0,686). En la componente 3 se agrupa
la estabilidad en Terrazas (0,723) y la infiltración en Terrazas (-0,958).
6.4.3.3.1. Modelo factorial del índice de estabilidad, según los tipos de unidad
ambiental
El modelo factorial del índice de estabilidad (%), según el tipo de unidad ambiental ha
generado 2 grupos: la estabilidad del suelo en Solana y en umbría con los valores de
correlación del orden de: 0,865 y 0,937, respectivamente bajo la componente 1 del
gráfico de componentes principales. La estabilidad del suelo, en la unidad ambiental
Terrazas, tiene un peso en la correlación del orden de 0,918, y está más ajustada al eje
componente 2 del gráfico de componentes principales. En el tercer eje de la gráfica no
hay ninguna combinación entre la variable dependiente: índice de estabilidad y la
variable independiente: unidad ambiental.
Figura 6.17. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de estabilidad (%).
Matriz de componentes rotadosa
,865 ,501,937
,918
Estab-SolanaEstab-UmbriaEstab-Terrazas
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.
La rotación ha convergido en 3 iteraciones.a.
Stab_U
Stab_S
Stab_T
Componente 31,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Gráfico de componentes en espacio rotado: Indice de Estabilidad (%)
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
245
Componente 31,0 0,5 0,0 -0,5 -1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,00,50,0-0,5-1,0
Infilt_U
Infil_S
Infilt_T
Gráfico de componentes en espacio rotado: Indice de Infiltración (%)
Esto quiere decir que la estabilidad del suelo en Solana y Umbría está correlacionada y
se comporta de la misma manera bajo la misma componente, y de forma diferente a la
estabilidad del suelo en Terrazas, que se agrupó en una componente diferente.
6.4.3.3.2. Modelo factorial del índice de infiltración según los tipos de
unidad ambiental
El modelo factorial de componentes principales del índice de infiltración muestra que
la infiltración de agua en el suelo se comporta de manera distinta, dependiendo de la
unidad ambiental. Esto se ha concluido tras generar el gráfico de componentes
principales con tres ejes. En cada eje se ajusta un índice de infiltración en cada unidad
ambiental. Los valores de la correlación están indicados en la tabla de la Matriz de
componentes principales, a la derecha de la
figura 6. 18. Para el índice de infiltración,
la componente 1 es la unidad Solana, la
componente 2 es la unidad Terrazas y la
componente 3 es la unidad Umbría.
b)Matriz de componentes rotados(a)
Método de extracción: Análisis de componentes principales.Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.
a La rotación ha convergido en 6 iteraciones
Componente1 2 3
Infiltración-Solana ,976
Infiltración-Umbría ,855
Infiltración-Terrazas ,904
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
246
Figura 6.18. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de infiltración (%).
6.4.3.3.3. Modelo factorial del índice de reciclado de nutrientes según los
tipos de unidad ambiental
En la figura 6. 19 se resumen los resultados del análisis factorial de componentes
principales del índice de reciclado de nutrientes en función de las 3 unidades
ambientales de la zona de estudio. El modelo factorial revela que el índice de reciclado
de nutrientes en Solana y en Umbría se comportan con la misma variabilidad bajo la
componente 1 con los grados de correlación del orden de: 0,984 y 0,888
respectivamente, mientras el reciclado de nutrientes en Terrazas está más ajustado a la
componente 2 con un valor de correlación del orden de 0,772.
Figura 6.19. Gráfico de componentes principales (a) y la matriz de componentes principales (b)
extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).
6.4.3.4. Modelo factorial de los 3 índices de funcionamiento según las
unidades ambientales
Componente 31,0
0,50,0
-0,5-1,0
Com
pone
nte
2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,0
0,50,0
-0,5-1,0
Recic_S
Recic_U
Recic_T
Gráfico de componentes en espacio rotado: Reciclado de nutrientes (%)
Matriz de componentesa
,984,888,633 ,772
Recic-SolanaRecic-UmbriaRecic-Terrazas
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.3 componentes extraídosa.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
247
En definitiva, sería imprescindible, en el entendimiento de la variabilidad de los 3
índices de funcionamiento, según el tipo de la unidad ambiental, elaborar el modelo
factorial que engloba y sintetiza los modelos subyacentes anteriores. Este modelo
explica mejor la correlación existente entre los índices de funcionamiento entre sí y con
las 3 unidades ambientales por separado. En esta etapa se consigue agrupar las tres
variables dependientes estudiadas y posicionarlas en el modelo factorial, basándose
sobre todas las reducciones de datos adquiridos hasta ahora. Los resultados del análisis
factorial se ilustran en la figura 6. 20.
C) Matriz de correlaciones(a, b)
Estabilidad Infiltración RecicladoCorrelación Estabilidad 1,000 ,163 ,263
Infiltración ,163 1,000 ,917Reciclado ,263 ,917 1,000
Sig. (Unilateral) Estabilidad ,307 ,205Infiltración ,307 ,000Reciclado ,205 ,000
a Sólo aquellos casos para los que Grupo = SP, serán utilizados en la fase de análisis.b Determinante = ,143
Figura 6.20. Gráfico de componentes principales (a), la matriz de componentes principales (b)
extraídos de los 3 índices de funcionamiento: Estabilidad (%), Infiltración (%) y Reciclado de
nutrientes (%) y la matriz de correlaciones (c).
Componente 31,00,5
0,0-0,5
-1,0
Componente 2
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
Componente 11,0
0,50,0
-0,5-1,0
Reciclado
Estabilidad
Infiltración
Gráfico de componentes en espacio rotado: Indices de funcionamiento (%)
Matriz de componentes rotadosa,b
,994,983,962
EstabilidadInfiltraciónReciclado
1 2 3Componente
Método de extracción: Análisis de componentes principales.
Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.La rotación ha convergido en 3 iteraciones.a.
Sólo aquellos casos para los que Grupo = SP,serán utilizados en la fase de análisis.
b.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
248
Desde la figura 6.20 se presentan los diferentes coeficientes de correlación entre los 3
índices de funcionamiento estudiado: Estabilidad (%), Infiltración y Reciclado de
nutrientes (%). Desde la tabla de la matriz de componentes rotados, ilustrada en la
figura 6.20 se ve que los 2 índices de funcionamiento: infiltración y reciclado de
nutrientes están igualmente correlacionados (0,983 y 0,962 respectivamente) y se
agrupan bajo la misma componente (1) del modelo factorial de componentes
principales. Esto quiere decir que estos 2 índices tienen más peso en la correlación entre
los 3 índices funcionales más que el índice de estabilidad. Este último, el índice de
estabilidad, se agrupa separadamente bajo la componente 2 con un coeficiente de
correlación del orden de: 0,994.
Además, queda reflejado en la tabla c de esta figura 6.20 que los 3 índices están
correlacionados entre sí, donde los coeficientes de correlación se concluyeron de la
siguiente forma: el coeficiente de correlación igual a 1 en la diagonal de la tabla, lo que
significa que cualquiera de las 3 variables dependientes (Estabilidad (%), Infiltración y
Reciclado de nutrientes (%)) están en primer lugar explicadas con un coeficiente de
correlación igual a 1 de la misma variable, y luego explica una proporción inferior a 1 el
resto de las 2 variables dependientes. En la misma tabla, destaca, desde el principio, el
peso elevado e igualado entre las dos variables dependientes: Índice de infiltración y el
índice de reciclado de nutrientes. Por un lado, el índice de infiltración explica con un
coeficiente de correlación de 0,917 la variable Reciclado de nutrientes, y, por el otro
lado, la variable dependiente Reciclado de nutrientes llega a explicar el 0,917 de la
variable dependiente índice de Infiltración.
Sin embargo, el índice de estabilidad (%) solo llega a explicar el 0,163% del índice de
infiltración (%) y el 0,263 del índice de reciclado de nutrientes (%).
Lo mismo ocurre con la correlación existente entre el índice de infiltración y el índice
de estabilidad. Ambos índices explican el 0,163 % de cada uno recíprocamente.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
249
6.4.4. Tendencia de los procesos funcionales del matorral disperso después
de la reforestación y la aplicación de acciones de restauración ecológica. La
trayectoria funcional total del sistema objeto de restauración.
Se ha posicionado cada índice de funcionamiento del ecosistema según el tipo del grupo
funcional y la unidad ambiental. Además, hemos determinado el peso de cada grupo
funcional y cada unidad ambiental en los índices de funcionamiento del suelo. El
siguiente paso del análisis y evaluación de estos índices de funcionamiento es
determinar sus tendencias a lo largo del periodo de estudio, lo que lleva a conocer la
trayectoria total de funcionamiento del ecosistema estudiado a partir de la suma de las
tres inercias correspondientes a cada índice de funcionamiento: índice de estabilidad
(%), infiltración (%) y reciclado de nutrientes (%). La trayectoria de funcionamiento
total del matorral disperso en restauración se llama el índice de organización (%) del
ecosistema (figura. 6.21. b).
a) b)
Assessment period (years)
Jun-05 Jul-06 Agos-07 Agos-08
Soil
Func
tiona
l Ind
ices
(%)
40
45
50
55
60
65
70
75
Soil Stability Index (%)Water Infiltration Index (%)Nutrient Recicling Index (%).
Assessment period (years).
Jun-05 Jul-06 Agos-07 Agos-08
Land
scap
e Fu
nctio
nal I
ndic
es (%
).
45
50
55
60
65
70
Soil Stability Index (%)Water infiltration index (%)Nutrient Recicling index (%)Landscape Organisation Index (%).
Fig. 6.21. Las inercias de los 3 índices de funcionamiento: Estabilidad (%), Infiltración (%) yReciclado de nutrientes (%) (Valores medios), durante el periodo de seguimiento (2005-2008) y lainercia del índice de organización del ecosistema (%).
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
250
En la figura 6.21 se muestra que los 3 índices de funcionamiento de suelo: Estabilidad,
infiltración y reciclado de nutrientes siguen una tendencia creciente a lo largo del
periodo de seguimiento (2005-2008). La autosuma de los 3 índices de funcionamiento
del suelo muestra que el índice de organización de la totalidad del sistema tiende al alza
a lo largo del periodo de estudio. Esto indica una probable trayectoria de mejora hacia
estados funcionales mejores que los previos a la aplicación de las acciones de
restauración ecológica.
6.5. Discusión
Una de las características de los seres vivos es la aclimatación al medio y las
condiciones que les rodean. De igual modo, se comporta la cubierta vegetal frente a las
características del medio, adaptándose a los factores donde se establece o se hizo
establecer.
Entre las propiedades de un medio existen las bióticas y las abióticas. Generalmente, los
atributos abióticos de un ecosistema son las propiedades biotópicas como el tipo de
sustrato y sus propiedades de textura y estructura topográfica. Se añaden las respectivas
condiciones de humedad, exposición, pendiente, pedregosidad y demás condiciones del
clima: precipitación, evaporación, transpiración, insolación, etc. Estas condiciones
físicas exigen la instalación de la microflora del suelo, la costra biológica y la mesoflora
del suelo del suelo (entre ellas las lombrices). El conjunto de estas propiedades del
Biotopo forman el soporte vital para el establecimiento de la vegetación con sus
distintos estratos, desde el más inferior hasta los pisos superiores de la vegetación.
Especialmente, la cuenca del Mediterráneo es uno de los ambientes más singulares en
cuanto a sus propiedades del medio abiótico y su correspondiente vida biológica, que ha
sido minuciosamente estudiada por muchos investigadores desde el siglo pasado, y
sigue recibiendo el foco de interés por parte de ecólogos, fitosociólogos y edafólogos de
esta era.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
251
En nuestro estudio tratamos un ambiente particular del área mediterránea, el semiárido
mediterráneo, característico de la zona sureste de España. Desde estos ámbitos se
analizaron las pautas de distribución de la vegetación (Maestre et al.,2002), estudiando
el patrón de heterogeneidad del terreno en la multifuncionalidad de los ecosistemas
secos del Mediterráneo (Maestre et al., 2012), las diferencias morfo-fisiológicas de las 2
formas de vida, semilladoras y rebrotadoras, como respuesta a la sequía (Ramírez et al.,
2012) y la estructura y función, así como el éxito de la restauración en los ámbitos
mediterráneos degradados (Cortina et al., 2006).
Además, algunos autores trataron de estudiar las perturbaciones que alteran el medio,
analizando el efecto de dichos cambios en el suelo, la vegetación y la vida
microbiológica del suelo. En cambio, este estudio analiza el efecto de la perturbación
del abandono de tierras tras el uso agrícola intensivo en una cuenca semiárida del
Mediterráneo, y los esfuerzos implementados de restauración ecológica sobre el
funcionamiento del suelo, interconectando el efecto de los componentes anteriormente
mencionados: vegetación, suelo y microflora del suelo y las acciones requeridas de
restauración. El presente estudio es el primero en su categoría que aplica la metodología
del Análisis Funcional de Ecosistemas (LFA) en una zona piloto que fue un campo
agrícola abandonado y degradado del mediterráneo semiárido. Especialmente, en estas
zonas del Mediterráneo nos enfrentamos a uno de los mayores problemas a nivel
ambiental, llamado desertificación, tras el impacto severo provocado después del
Cambio (Shift). Este cambio es el paso de una zona con vocación agrícola hacia una
zona abandonada (abandoned old fields). Así, el presente estudio llega a evaluar la
inercia funcional de la zona tras el cambio, desde el uso de tierras, el abandono y hasta
la restauración ecológica.
El esquema ilustrado a continuación, en la figura 6.22, muestra los estados de cambio, a
lo largo del gradiente funcional y estructural del ecosistema estudiado:
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
252
Figura 6.22. Esquema indicativo de los 3 principales estados de transición del ecosistema estudiado:Ecosistema en uso agrícola, ecosistema abandonado y el ecosistema en restauración.
Se efectuó el análisis diagnóstico del funcionamiento de la componente edáfica del
sistema en proceso de restauración, analizando los 3 índices de funcionamiento después
de la ejecución de dicho proyecto de demostración de la restauración de las áreas
degradadas del semiárido mediterráneo. Se mostró entonces, un especial interés a 2
propiedades intrínsecas de estos ámbitos: la diversidad de los grupos funcionales de la
componente vegetal y la heterogeneidad de las propiedades de la componente suelo.
Dicha heterogeneidad espacial del terreno depende de la exposición de la vertiente en la
cuenca hidrográfica y sus respectivas condiciones abióticas microtopográficas. Esto
llevó a evaluar el efecto de los GRUPOS FUNCIONALES y de las UNIDADES
AMBIENTALES en la cuenca en restauración sobre los 3 índices de funcionamiento del
ecosistema: Índice de Estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes.
La evaluación del efecto de los grupos funcionales en la evolución de la funcionalidad
del ecosistema ha sido significativamente probada, constatándose que los índices de
funcionamiento: índice de estabilidad, índice de infiltración, e índice de reciclado de
nutrientes son significativamente diferentes a corto plazo (5 años después de la
restauración), dependiendo de las formas de vida. Se ha mostrado que dichos índices de
funcionamiento de suelo siguieron una inercia ascendente a lo largo de los 5 años
HistoricalLandscape
(crops)
Old fieldslandscape
Landscape inrehabilitation
Shift Restorationefforts
Structure & Function
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
253
después de la reforestación y restauración ecológica, llegando a estabilizarse
(asociación).
Se pudo demostrar que los grupos funcionales propiamente dichos: MIXT, T, S, SS,
PG, SP, que presentan los estratos de vegetación, marcaron los índices de
funcionamiento de suelo más elevados. Sin embargo, el resto de los grupos que son:
SDB, LOG y BS, registraron los índices de funcionamiento más bajos. La unidad
ambiental no mostró un efecto significativo en el funcionamiento de los suelos.
Desde el enfoque de la ecología evolutiva se probó, dentro de la región mediterránea,
que este microclima (particularmente las lluvias y el estrés por la sequía), la geología,
los suelos y la larga historia de las actividades humanas han podido formar un mosaico
de condiciones especiales como la heterogeneidad espacial de los factores ecológicos
(Thompson, 2005). En el mismo estudio de la dinámica de las poblaciones
mediterráneas, Thompson (2005) mostró que los atributos funcionales de la vegetación
diferían según las características abióticas del terreno, como la exposición, los suelos o
la humedad del suelo. Es una forma de adaptación de los diferentes genotipos a las
condiciones abióticas distinguidas. Además, la elasticidad fenotípica de la vegetación
hace que los fenotipos se adapten a diferentes condiciones ambientales. Este hallazgo
nos hizo pensar en analizar el efecto de la componente abiótica del sistema (unidad
ambiental), englobando las condiciones abióticas y bióticas en las laderas bajo cada
grupo funcional de la vegetación para detectar el efecto de las consiguientes condiciones
del fenotipo y el genotipo en la variabilidad de los procesos funcionales edáficos del
sistema estudiado, presentándose en los índices de Estabilidad de suelo, índice de
infiltración de agua en el suelo y el índice de reciclado de nutrientes en el suelo.
Así, al agrupar las diferentes combinaciones creadas, cruzando los 9 grupos
funcionales con las 3 unidades ambientales, se pudo observar el efecto de los atributos
abióticos y bióticos en el funcionamiento superficial del suelo en la cuenca tras la
implementación de la restauración ecológica. Se constató entonces que los grupos
funcionales superiores, presentes sobre todo en la unidad de solana y umbría, tienen más
efecto en el índice de estabilidad que los grupos funcionales en la unidad de Terrazas.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
254
Sin embargo, las unidades de solana y terrazas presentaron más peso en los índices de
infiltración que la unidad Umbría. En cuanto al índice de reciclado de nutrientes se ha
encontrado que la unidad umbría es la que presenta el mayor peso en el índice de
reciclado de nutrientes.
Sin embargo, los resultados no mostraron un efecto significativamente claro de la
unidad ambiental sobre los índices de funcionamiento. No obstante, la interacción entre
grupo funcional y unidad ambiental sí que tuvo un efecto significativo en la variabilidad
de los índices de funcionamiento. Por consiguiente, destaca en esta fase del estudio que
el grupo funcional Mixto en Solana tuvo el mayor efecto en la correlación entre los
índices de Estabilidad. El grupo SS en Umbría tuvo el peso más elevado en la
correlación entre los índices de Infiltración, y el grupo PG tuvo el coeficiente de
correlación más elevado en el modelo factorial del índice de Reciclado de nutrientes.
Estos resultados enfatizan la importancia de cada forma de vida, dependiendo del sitio
donde se establezca, en la mejora del funcionamiento del ecosistema. A raíz de estos
resultados se ha podido determinar cómo se comportaba cada forma de vida en cada
unidad ambiental, viendo las diferencias fisicoquímicas y biológicas entre cada
exposición de ladera y sus respectivas condiciones.
En la literatura se subraya el estudio minucioso y detallado que realizó el fitosociólogo
Thompson (2005), en las áreas del sur de Francia, sobre el efecto de la vertiente. El
autor afirmó en su estudio que la dinámica de la vegetación no es la misma entre la
exposición norte y sur. En el trabajo de seguimiento, que realizó el mismo investigador,
mostró la variación y la adaptación de los atributos funcionales de las plantas
mediterráneas a las condiciones heterogéneas en la disponibilidad de agua y de
nutrientes en el suelo, debido a la gran variabilidad topográfica del terreno, y que esta
adaptación de la vegetación era la estrategia de la vegetación para sobrevivir en las
condiciones del medio mediterráneo.
Con los resultados obtenidos en el presente estudio, es posible determinar que la
totalidad del ecosistema del semiárido mediterráneo en restauración, tras el histórico uso
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
255
agrícola y posterior abandono, mostró una mejoría en los procesos funcionales del suelo
(estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes), debido a los 2 factores primordiales
que favorecieron su recuperación: la gran variabilidad de los grupos funcionales (del
propio matorral disperso, incluyendo los grupos funcionales creados por la propia
reforestación) y la gran heterogeneidad del terreno proporcionando una importante
variabilidad en la distribución de los recursos en el suelo.
En el presente trabajo de seguimiento se encontró también que los recubrimientos
totales y categóricos (por grupo funcional) no eran iguales entre las 3 unidades
ambientales (sur, norte y terrazas), y efectivamente, existieron diferencias significativas
entre las tasas de recubrimiento total de la vegetación. Además, los índices de
funcionamiento: índice de estabilidad, Infiltración y Reciclado de nutrientes eran
también diferentes entre las categorías resultantes de la combinación entre los 9 grupos
funcionales y las 3 unidades ambientales. Todo apunta a que la funcionalidad del
suelo y la dinámica de la vegetación tuvo una tendencia creciente gracias a la idoneidad
entre los esfuerzos de restauración y las condiciones bióticas y abióticas creadas encada
unidad de exposición (vertiente) de la cuenca hidrográfica objeto de restauración
ecológica y bajo cada grupo funcional (estratos de vegetación).
Además, los últimos resultados de la inercia ascendente de los procesos funcionales
reafirman nuestra hipótesis, una mejoría en los procesos funcionales del sistema
acompañado por una tendencia creciente de la vegetación. En la figura 6.23 se muestra
cómo los grupos funcionales han ido ganando superficie a costa de la superficie del
suelo desnudo (BS). El análisis estadístico univariante de las medidas repetidas mostró
el efecto significativo inter-sujeto del grupo funcional (sig=00,00; F=24,256),
mostrando las diferencias significativas entre los recubrimientos correspondientes a
cada grupo funcional en cada año de muestreo. El mismo análisis estadístico de las
medidas repetidas mostró unas diferencias no significativas a lo largo del tiempo
(periodo de seguimiento), en cada recubrimiento categórica (sig=1,000; F=00,00),
probando la ausencia del efecto intrasujeto acumulado en el tiempo de monitoreo.
Aunque la interacción: grupo funcional*tiempo de seguimiento sí que tuvo un efecto
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
256
significativo (sig=00,00; F=26,532), lo que refleja las tendencias bruscamente
ascendentes, tras la reforestación en el primer y segundo año (2004, 2005), del
reclutamiento general de la vegetación, mientras el suelo desnudo (BS) descendía
bruscamente. A partir del tercer año post intervención (reforestación y restauración
ecológica), los recubrimientos categóricos de la vegetación tendieron a estabilizarse.
Esta estabilización es un signo de la aclimatación y adaptación de los grupos
funcionales establecidos en la cuenca hidrográfica donde han sido introducidos.
Muestreos (años)
Junio 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
Rec
ubrim
ient
o ve
geta
l (%
)
0
10
20
30
40
50
60
70BSMIXTTREESSSPGSDBLOGSP
Muestreos
Junio 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
Rec
ubrim
ient
o (%
)
0
10
20
30
40
50
60
70 BSMIXTTREESSSPGSDBLOGSP
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
257
Figura 6.23. La evolución de los recubrimientos de la vegetación (promedio y error estándar) de losgrupos funcionales a lo largo del periodo de seguimiento (2005-2008).
Tras discutir el efecto de las condiciones del sitio (unidad ambiental) y de la diversidad
funcional del matorral objeto de restauración (grupos funcionales), en la determinación
de los procesos biológicos de reclutamiento y recubrimiento vegetal, así como en la
mejora de los procesos funcionales en el suelo, soporte de dicha cubertura vegetal. Esta
correlación entre ambos procesos: los funcionales y estructurales del ecosistema han
sido constatados por primera vez en el modelo de Bradshaw (1984), ilustrado en la
figura (6.24). En el presente estudio de seguimiento llegamos a comprobar la mejora en
función del ecosistema (índices de funcionamiento), además de la mejora en estructura
de la vegetación (recubrimiento de la vegetación). Ambos procesos funcionales y
estructurales del ecosistema en restauración están correlacionados directamente, y cada
uno influye sobre el otro mutuamente: Los procesos funcionales que se desarrollan en el
suelo proporcionan la instalación y el crecimiento de la vegetación y esta última influye
a su vez sobre los procesos funcionales del suelo en cuanto a la estabilidad del suelo
contra la erosión, las tasas de infiltración de agua, y en las tasas de reciclaje de los
nutrientes en el suelo.
Degraded site
Restored site
Ecos
yste
m fu
nctio
n
Community structure
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
258
Figura 6.24. Modelo lineal continuum de la sucesión de la vegetación (Bradshaw, 1984, Dobson,1997).
Es necesario añadir que el modelo factorial ha mostrado que el índice de estabilidad del
suelo es el que mostró una mayor recuperación, seguido por el índice de reciclado de
nutrientes y por último el índice de infiltración. Esto llega a mostrar el orden de
recuperación en los procesos de funcionamiento del ecosistema semiárido mediterráneo.
El índice de organización global del ecosistema, como la suma de los 3 índices
funcionales, mostró también una tendencia creciente que proyecta una recuperación de
los procesos funcionales del ecosistema en restauración.
El aumento en los índices de funcionamiento del matorral en restauración y de los
recubrimientos de la vegetación prueba una mejora en cuanto a la estructura y el
funcionamiento después de la aplicación del proyecto de reforestación y restauración
ecológica. Esta mejora en la estructura y funcionamiento del ecosistema en restauración
es un signo inicial de recuperación del sistema.
Los síntomas de la restauración surtieron efecto en los primeros años posteriores a la
restauración, lo que compensa los esfuerzos realizados en el proyecto de demostración y
confirma los resultados obtenidos en los primeros apartados de este proyecto de
restauración de las zonas degradadas del semiárido mediterráneo y amenazadas por la
desertificación.
Capitulo 6: Las pautas de funcionamiento del suelo bajo los diferentes estratos de vegetacióndel matorral disperso tras los esfuerzos de restauración. Trayectoria global funcional del
ecosistema en restauración.
259
6.6. Conclusiones
A pesar de que los índices de funcionamiento del suelo (estabilidad, infiltración y
reciclado de nutrientes) acabaron con una estabilización, y a pesar de que los
recubrimientos totales y categóricos de la vegetación fueron mejorados gracias a la
restauración ecológica y acabaron estabilizándose, los valores funcionales del
ecosistema han sido mejorados, cumpliendo el objetivo principal de este proyecto de
demostración de lucha contra la desertificación en las áreas amenazadas del
Mediterráneo semiárido, cumpliendo satisfactoriamente con el reto de lucha contra la
desertificación. El índice de organización global del ecosistema en restauración indica
una recuperación hacia una trayectoria ascendente del funcionamiento global.
La mejora de los procesos funcionales del ecosistema, dañado por el impacto
antropogénico, gracias a las técnicas más avanzadas en el manejo de los recursos y
restaurar los montes degradados, se considera un logro y un paso de gigante para
combatir el proceso de desertificación en condiciones similares a la zona de estudio.
Profundizando en la relación: funcionamiento del ecosistema en relación con los
factores abióticos (unidad ambiental) y bióticos (grupos funcionales) se obtuvieron los
resultados esperados, de gran utilidad en materia de gestión para contar con criterios
que ayuden a decidir qué grupos funcionales hay que introducir y en qué condiciones de
vertiente de la cuenca hay que introducirlas a fin de reforzar la funcionalidad del
sistema objeto de restauración y de reforestación.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
260
CAPITULO 7:.........................................................................260
El estudio de la sucesión secundaria de la vegetación enámbitos semiáridos degradados tras la restauración ecológica.Predicción de estados de progresión hacia las comunidadespotenciales mediante modelos de cadenas simples de Markov.7.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 2617.2. MATERIALES Y MÉTODOS................................................................... 2647.3. MODELIZACIÓN..................................................................................... 2647.4. RESULTADOS........................................................................................ 265
7.4.1. El diagrama de transición......................................................................................................2697.4.2. Predicción de la estructura y composición de la comunidad a corto plazo y medio plazo...2787.4.3. Modelos de Markov de sucesión ecológica mediante el Java Applet ...................................2797.4.4. Predicción de la estructura y composición de la vegetación a largo plazo ...........................282
7.5. CONCLUSIONES ................................................................................... 2837.6. REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS.................. ¡ERROR! MARCADOR NODEFINIDO.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
261
CAPÍTULO 7:
El estudio de la sucesión secundaria de la vegetación en ámbitossemiáridos degradados tras la restauración ecológica. Predicción deestados de progresión hacia las comunidades potenciales mediantemodelos de cadenas simples de Markov.
7.1. Introducción
Cuando la variación de una población se realiza en función del tiempo, obtenemos un
proceso continuo o discreto que recibe el nombre de dinámica de la población. El
objetivo de la dinámica de poblaciones es estudiar los cambios numéricos que sufren las
poblaciones, determinar sus causas, predecir su comportamiento y analizar sus
consecuencias ecológicas a lo largo de la escala de tiempo, llegando a denominarla
como dinámica temporal de la vegetación. Además, la propia dinámica de la población
rige al factor espacial, determinando cómo se distribuyen las distintas poblaciones en la
superficie terrestre. El análisis del patrón espacial de la vegetación permite, a su vez,
detallar de una forma meticulosa y precisa la dinámica de poblaciones de vegetación.
Generalmente, el análisis de la dinámica de poblaciones resulta muy eficaz a la hora de
detectar los cambios ocurrentes tras el paso de una perturbación inmediata y brusca
como el incendio, la inundación o las tormentas. También lo es en el caso de los
estudios realizados tras el cambio progresivo que llega a afectar las poblaciones de
vegetación, como en el caso de los cambios en los parámetros del clima (Pausas, 2004),
uso del suelo (Bonet, 2004), presión urbana, etc. Además, todos estos cambios que
puedan afectar a las poblaciones de vegetación, bien sean naturales o antropogénicas,
implican cambios en la composición y estructura horizontales y verticales de la
comunidad frente al tipo de la comunidad preexistente.
En el capítulo anterior hemos tratado las comunidades ecológicas como si fueran
entidades estáticas. La realidad está muy lejos de ser así: las comunidades cambian con
el tiempo y el estudio de su dinámica temporal es tan antiguo como la propia ecología.
Los cambios que experimentan las comunidades vegetales vienen determinados por dos
procesos muy distintos. Por una parte, existe un proceso por el que unas especies son
sustituidas por otras de una manera más o menos predecible y en el que, generalmente,
la comunidad va adquiriendo mayor complejidad y biomasa. Este cambio continuo se
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
262
denomina sucesión ecológica. Por otra parte, de vez en cuando, la estructura de la
comunidad cambia completamente, simplificándose, como consecuencia de una
perturbación (huracán, incendio, etc.).
Después de una perturbación muy intensa (erupción volcánica que implica una
superficie terrestre nueva) se produce lo que se denomina una sucesión primaria. En
primer lugar, se produce la colonización por parte de algunos organismos, pasando, con
el avance del tiempo, a formarse un substrato edáfico sobre el que se desarrolla una
comunidad vegetal más compleja, dominada, típicamente, por plantas superiores. A
menudo las perturbaciones no son tan intensas (un incendio de moderada intensidad,
una sequía severa) y no implican la destrucción total de la vegetación original. En esos
casos hablamos de sucesión secundaria.
Existe una forma muy innovadora y práctica de modelar los cambios por sucesión y
perturbación en una comunidad vegetal, basada en una técnica procedente de la teoría
de la probabilidad, denominada: cadenas simples de Markov. Este método ha sido
creado para otros campos, como enel caso del análisis espectral (Ripley, 1978;
Renshaw y Ford, 1984) o, más recientemente, el empleo de wavelets (Dale y Mah,
1998), provenientes ambas del campo de la teoría de la señal. La metodología de los
modelos de cadenas de Markov empezó a ser utilizada en Ecología terrestre en las 2
últimas décadas para el estudio de los patrones espaciales (Viovy y Saint, 1994). Esta
técnica permite predecir los cambios en un sistema basándose en las probabilidades de
transición de unos estadios de vegetación a otros. Dichos estadios de vegetación son las
distintas fases por las que va pasando una comunidad a lo largo del tiempo. El objetivo
principal de este capítulo se centra en el análisis y modelización de la dinámica de la
comunidad vegetal en la escala de tiempo después de las tareas de reforestación y
restauración ecológica de un matorral semiárido mediterráneo, aplicando el proceso de
cadenas de Markov.
En el capítulo anterior se analizó el efecto de las acciones de reforestación y los
tratamientos de restauración ecológica en la mejora del funcionamiento del ecosistema
estudiado. Sin embargo, en este capítulo se procura evaluar este efecto sobre la
composición y estructura de la vegetación a lo largo de la escala temporal. En este
estudio de caso se modelan los predecibles estadios de vegetación de un matorral
semiárido mediterráneo disperso, establecido en la zona de estudio de Albatera,
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
263
considerando los siguientes probables estadios de vegetación: 1) auto-mantenerse en un
matorral semiárido mediterráneo, 2) progresar a un matorral denso bajo pinar, o bien 3)
sucesión hacia un carrascal denso con pino de Alepo (vegetación potencial). A fin de
predecir cuál de los tres probables estadios pudieran ser el TARGET de la sucesión
secundaria de la vegetación en esta zona del semiárido mediterráneo, se hipotetiza que
habrá un paso concatenado entre los diferentes estratos de vegetación que componen
dicho ecosistema, adquiriendo cada vez más complejidad y pasando de los estratos de
vegetación inferiores a estratos más superiores, bajo el concepto clásico de la sucesión
secundaria por facilitación, hacia una comunidad de vegetación estabilizada,
reflejándose en mecanismos de autorregulación del sistema frente a las condiciones
bioclimáticas presentes en el semiárido mediterráneo.
El modelado de la estructura de la vegetación, bajo las probabilidades del proceso de
cadenas de Markov, nos permite establecer las posibles transiciones entre los diferentes
grupos funcionales del sistema estudiado, excluyendo las probabilidades de que ocurra
una perturbación o cualquier proceso de inhibición que pudiera simplificar dichos
estadios de vegetación a otros más inferiores. Esta aproximación que proponemos
cuantifica las proporciones de paso autoregresivo y regresivo, eliminando el paso
degresivo entre los estratos de vegetación constituyentes del ecosistema estudiado.
Además, el estudio de las probabilidades de transición del presente ecosistema, tras las
acciones de restauración y repoblación forestal, nos llevará a analizar la dinámica
temporal de la vegetación mediante el estudio de modelización estocástica y su
distribución estacionaria a lo largo del tiempo. Asumimos que el modelo de sucesión
secundaria por facilitación es el que rige en esta comunidad de vegetación del semiárido
mediterráneo, aceptando a su vez que dicha comunidad llegaría a una situación de
equilibrio en la que las proporciones de los distintos estratos de la vegetación
permanecerían constantes. Esta suposición dará lugar a un modelado simple de cadenas
de Markov del proceso estacionario, llevando a la comunidad de vegetación objeto de
estudio a alcanzar la vegetación establecida. Obviamente, esta constancia de que la
comunidad del matorral en restauración tendría la probabilidad de llegar a un estadio de
vegetación potencial descarta todas las probabilidades de que ocurriera una perturbación
que impondrá a volver a los estadios iniciales de vegetación.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
264
7.2. Materiales y métodos
Se trata de modelizar transectos de vegetación con datos de recubrimiento de las
manchas de vegetación y los claros del suelo desnudo. Las manchas de vegetación se
han ido definiendo según el estrato de vegetación más abundante.
Así, dentro de la comunidad vegetal de matorral disperso del semiárido mediterráneo, se
procede a estimar los estratos de vegetación más abundantes.
Con el propósito de monitorear los cambios ocurridos en la cubierta vegetal de dicha
comunidad es necesario recurrir a la aplicación de muestreos de distribución de
fuente/sumidero, teniendo en cuenta los diferentes tipos de cada fuente y sumidero. La
información recolectada también sirve como indicadores de diversidad de los grupos
funcionales en la misma comunidad, debido a que los sumideros presentados en
manchas de vegetación, compuestas por distintos estratos de vegetación, forman las
diferentes formas de vida adoptadas por parte de las especies del matorral estudiado.
En 2005 se aplicaron tres transectos (50m) por cada unidad ambiental, dando lugar a 9
transectos en toda la cuenca hidrográfica. La repetición de los transectos en los mismos
puntos, anualmente y durante tres posteriores años, ha permitido muestrear la
distribución de la vegetación, estructura y composición durante cuatro años
consecutivos (2005, 2006, 2007 y 2008), muestreando dichos transectos por los mismos
puntos para seguir los cambios de recubrimiento de las manchas de vegetación así como
el tamaño de los claros de suelo desnudo.
Se introducen las innovaciones del Análisis Funcional de Ecosistemas (LFA) en la
determinación de la composición específica y estratificación del Matorral Mediterráneo
semiárido.
7.3. Modelización
El modelado de la composición temporal y espacial de la vegetación, mediante Applet
6.0, siendo el recubrimiento de los grupos funcionales como vectores de transición para
el recubrimiento total de la vegetación (unidad=1). Se predicen los recubrimientos de
vegetación aplicando diferentes iteraciones al modelado ejecutado con Applet. Para ello,
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
265
se utiliza también el programa Excel como programa de predicción de datos teniendo en
cuenta las clases de los estratos dominantes en la comunidad vegetal de la zona de
estudio.
7.4. Resultados
Se contrasta a continuación las posibles transiciones entre los diferentes estratos de
vegetación. Se reconocen las etapas de transición a lo largo del periodo de seguimiento
del recubrimiento vegetal y luego se pronostica la composición vegetal de la zona de
estudio dentro de 5, 10 y 15 años, basándose sobre el modelo de cadenas de Markov. Se
hace mención especial a la estrategia que adoptan estos tipos de poblaciones de matorral
semiárido para permanecer tras las perturbaciones, aprovechando principalmente las
características típicas de heterogeneidad espacial y de las tecnologías de restauración
con el fin de alcanzar una composición potencial y resiliente.
Los estadios del vector columna: Et = (e1,t, e2,t, ………..en,t), en donde los estadios son:
e1,t + e2,t + ……….+ en,t = 1
El diagrama de transición es:
BS + SDB + LOG + PG + SS + S + T + MIXT = 1
En la cuenca hidrográfica de Albatera se introdujo una gama de especies forestales en
2003, se repusieron marras en 2004, y en 2005 se inició el muestreo de la vegetación
que se mantuvo cada año hasta 2008. El objetivo de enfocar este seguimiento de la
vegetación, en cuanto al recubrimiento total y por estrato de vegetación (grupo
funcional) desde el 2003 hasta el 2008, nos permite plantear esta duración (5 años)
como secuencia de predicción a las diferentes proporciones correspondientes de los
estratos de vegetación de la zona de estudio TARGET del proyecto de demostración de
restauración ecológica de los montes del semiárido en el Mediterráneo Norte.
Como primera simulación del modelado de cadenas de Markov se requiere predecir el
estado de la vegetación en el año 2013, a partir de los estadios correspondientes a los 5
años anteriores (2003 hasta 2008). Por ello la función de transición es:
E2013 = E2008 . T Siendo Et: el vector de estado inicial.
T: Matriz de transición.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
266
A continuación, se muestran los diferentes estadios de vegetación en los diferentes años
de muestreo, ordenando los estratos de vegetación, desde los más abundantes, e
indicando las fases de remplazo de los estratos de vegetación entre años:
2005 2006 2007 2008
BS BS SS SS
SS SS BS BS
SP PG PG PG
PG SP MIXT MIXT
SDB MIXT SP SP
T S SDB S
S LOG T T
MIXT T
LOG SDB
Desde una primera vista descriptiva de los inventarios de vegetación, realizados a lo
largo de los 4 años de muestreo, se aprecian las fases de remplazo de los estratos de
vegetación dando una sucesión de los siguientes estadios de vegetación:
BS PG SS S T MIXT
Mediante el programa STELLA 9.1.4 se dibuja el diagrama de transición desde la
fuente (BS: suelo desnudo) hacia los diferentes sumideros (PG: herbáceas perennes, SS:
sub-herbáceas, S: herbáceas, T: estrato arbóreo, MIXT: estrato mixto), dando el
esquema ilustrado en la figura 7.1.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
267
Figura 7.1. Matriz estocástica de los distintos reemplazos y transiciones: desde el estado BS hacialos estados: PG, SS, S, T, MIXT.
En estamatriz de transición se ha considerado el paso de un estrato al estrato
inmediatamente posterior, y se ha eliminado la probabilidad de paso de un estrato a
estratos más complejos sin pasar por el estrato inmediatamente posterior.
Además, se ha omitido el paso de un estrato al estrato anterior más simple, eliminando
la probabilidad de que ocurriera el cambio que lo causa.
Por esta razón, no se han representado en la matriz de transición las siguientes
probabilidades:
P (Mixt T), P (Mixt S), P (Mixt SS), P (Mixt PG), P (Mixt BS), P (T
S), P (T SS), P (T PG), P (T BS), P (S SS), P (S PG), P (S BS), P (SS
PG), P (SS BS), P (PG BS), P (PG S), P (PG T), P (PG Mixt) y P (SS
T), P (SS Mixt).
Las dos constataciones indicadas arribas no se aplican sobre los dos estratos extremos:
BS y Mixto, dando a entender que el suelo desnudo (BS) puede pasar a ser cualquiera
de los grupos funcionales nada más reclutar dicho estrato de vegetación. El suelo
desnudo no puede llegar a ser un estrato Mixto sin poder pasar por uno de los estratos
intermedios, dando a entender que la probabilidad P (BS, Mixto) es nula.
Suelo desnudo Herbáceas perennes Subherbáceas Herbáceas Estrato árboreo Estrato Mixto
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
268
Además, todos los grupos funcionales presentan la probabilidad de pasar al estrato
Mixto en dos formas. La primera de ellas es el proceso natural de facilitación,
transitando entre los distintos estratos intermedios hacia el estrato de vegetación óptimo
Mixto, y la segunda, considerando la especie de vegetación introducida en la
repoblación formando el grupo funcional correspondiente.
En las comunidades de Matorral disperso mediterráneo al que pertenece la cubierta
vegetal de la zona de estudio, la comunidad vegetal forma parte de la serie meso-
mediterránea murciano-bético-manchega (Gil Olcina, 2000). El significado clásico del
término “comunidad vegetal”, como conjunto de especies que crecen juntas en una
localidad particular, presentando una asociación o afinidad entre ellas, implica el
crecimiento de ciertas especies bajo unas determinadas condiciones en los ecosistemas
analizados. La razón por la cual estas especies crecen juntas en un ambiente particular
se debe a que presentan similares requerimientos biofísicos, como la luz, tipo de suelo,
precipitación y temperatura. Así, como la habilidad de tolerar y competir con otras
especies de vegetación, llegando a ser una competencia inter. o intra-especifica.
Según la visión de la escuela de Gleason, la estructura que puede adquirir una cierta
comunidad vegetal es el resultado de muchos factores que interactúan continuamente,
básicamente apoyándose en la heterogeneidad espacial y todo lo que implique dicha
heterogeneidad en cuanto al cambio en condiciones de humedad de suelo, parte aérea
del suelo, nutrientes, hasta diferencias en los bancos de semillas, incluso en la
frecuencia y duración de la perturbaciones. Todos estos factores moldeaban la estructura
de la comunidad vegetal, la distribución de las manchas de vegetación, la composición
de cada mancha de vegetación, hasta la abundancia de las especies en dicha comunidad.
Según la visión de la escuela de Clements (1916b), la estructura de una comunidad
vegetal es predecible al seguir unos estados de transición y desarrollo, llegando siempre
a un estado clímax. Esta visión casi estática de la comunidad vegetal llevó a Clements
(1916a) a proponer la teoría de la sucesión primaria y secundaria de la vegetación,
asumiendo que, a pesar de las perturbaciones, las comunidades vegetales llegarán
siempre a la misma formación climácica, siguiendo 6 estados de transición: nudación,
migración, establecimiento, competición, reacción, y estabilización.
Gleason (1926) no cree en el determinismo y direccionalidad de la sucesión de
Clements. Gleason enfatiza los factores del azar en la sucesión, de tal forma que
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
269
partiendo de condiciones iniciales diferentes y diferentes perturbaciones se llegaría a
puntos finales distintos, al contrario que Clements que proponía una condición
climácica única. Gleason (1926), creía que las perturbaciones son tan frecuentes y tan
parcialmente distribuidas en el espacio, que las comunidades presentan estados
transitorios dinámicos, no pudiendo considerarse como unidades en equilibrio.
Actualmente, estamos más cerca de la visión de Gleason de comunidad. No se trata si
hay estados identificables de comunidades a lo largo de su desarrollo, lo que es obvio,
sino si las limitaciones impuestas por el ambiente bio-físico influyen en el reclutamiento
de la vegetación y sus estados de transición, llevando a mantener o desaparecer dichas
comunidades.
El concepto clásico de Crawly también hay que tenerlo presente a la hora de analizar la
estructura de la comunidad. Es primordial estudiar las especies de la comunidad vegetal,
en cuanto a la fisionomía de las especies, definiéndolos en estratos de vegetación o
estructura vertical de la vegetación. Es crucial conocer el tipo de distribución espacial
de la cubierta vegetal: continua, dispersa o por manchas de vegetación. Además, el
estudio de los cambios fenológicos estacionales, en las especies que componen la
comunidad vegetal, es imprescindible para definir su estructura, dependiendo si son
caducas o perennes, involucrando la duración del ciclo de vida de las especies.
7.4.1. El diagrama de transición
Añadiendo las probabilidades de que cada estrato permanezca en el mismo estrato de
vegetación, formando todas las probables transiciones en la diagonal de la Matriz de
transición, se produce el siguiente Diagrama de Transición:
Figura 7.2.Matriz estocástica de los distintos reemplazos y transiciones: desde el estado BS hacia losestados: PG, SS, S, T, MIXT. Se incluye también la transición reversible del estado al mismo.
BS PG SS S T MIXT
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
270
El diagrama de transición corresponde a una matriz Reducible no cerrada, por lo que
partiendo de cualquier punto del diagrama llegaríamos a otro punto siguiendo las
flechas de transición. Además, la transición desde los estados posteriores a los más
inferiores es nula. Todos los estados son transitorios hacia el estado óptimo
Absorbente: estrato MIXTO no puede volver a estados anteriores.
Desde cualquier estado no se puede llegar a otro estado siguiendo las flechas de
transición. Se ha omitido la probabilidad de que los estados puedan ser remplazados por
estados inferiores, asumiendo la teoría de sucesión secundaria por facilitación en la
dinámica de la población vegetal estudiada, y excluyendo cualquier tipo de perturbación
que pueda provocar la transición de los diferentes estados de la matriz de transición
hacia estados inferiores. Todos los estados presentados en los distintos estratos de
vegetación tienden a llegar al estado climácico más complejo y evolucionado: estado
MIXTO.
Los diferentes estados del diagrama de la matriz de transición son transitorios, porque
la probabilidad de regreso al mismo estado es menor que 1.
El estado Mixto es Absorbente porque todos llevan a él y es imposible abandonarlo, el
hecho de que el modelo de las cadenas de Markov adoptado en esta población de
matorral semiárido del Mediterráneo es el estado de equilibrio clemenciano hacia el
estado más complejo y superior de los estados de vegetación.
La cadena de Markov es reducible si es posible renombrar sus estados para llevar la
matriz de probabilidades de transición T, y permutar sus probabilidades de transición.
Los cálculos se simplifican de forma notable si se utiliza una notación matricial. En
primer lugar, se define la matriz de transición T como aquella que contiene todas las
posibles probabilidades de transición Pij. Obviamente, se trata de una matriz cuadrada
de orden n (n = número de filas = número de columnas = 6), donde n es el número de
estadios. Las distintas Pij se ordenan de forma que la columna i-ésima contiene las
probabilidades de transición desde todos los estadios hasta el estadio i-ésimo al resto de
estadios y la fila j-ésima contiene las probabilidades de transición desde todos los
estadios hasta el estadio j-ésimo.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
271
El proceso de cadenas Markov es un proceso estocástico cuyo pasado no tiene
influencia sobre el futuro si el presente está especificado.
En un tiempo discreto:
t1<t2<t3<……<tn
El proceso de Markov en tiempo discreto con un conjunto numerable de estados ei se
define como lo siguiente:
Probabilidad de estado:
Pi(n) = P(Xn = ei)
Probabilidad de transición de un estado ei a ej es:
Tij (n1, n2)= P(Xn2 =ej/ Xn1 =ei)
Σj Tij (n, m)=1
Donde, la suma de las probabilidades de transición Σ ei, t =1.
En cualquier caso deberíamos siempre asignar una comunidad dada a alguno de los
estadios a los cuales haya probabilidad de transición. El parámetro ei, t es la proporción
de espacio ocupado por el estado i-ésimo de la comunidad en el instante t. Se denomina
Et al vector columna que agrupa a todos los ei, t en el momento t, pues: Et = (e1,t e2,t
……en,t). Puesto que la comunidad debe encontrarse obligatoriamente en alguno (y
solo en uno) de los estadios.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
272
La suma de todos los estadios ei,t es la unidad: 1.
Por ello, y dado que sus elementos cumplen 0 ≤ ei, t ≤ 1 y Σ ei,t = 1, este vector puede
considerarse un vector de probabilidades. En la terminología de las cadenas Markov el
vector Et se denomina también: vector de estado, puesto que describe el estado del
sistema en un momento determinado.
A fin de construir la matriz de transición T, consideramos ahora todas las transiciones
entre los diferentes estadios durante un periodo de tiempo t. Definamos los diferentes
Pij como las probabilidades de que un estrato de vegetación que se encuentra en el
estadio i pase a encontrarse en el estadio j al cabo de un periodo de tiempo t:
Pij = P (i j)
La matriz de transición: Las probabilidades de paso de un estrato a otro (probabilidades
de transición de un estado a otro):
P (eBS eBS) P (ePG eBS) P (eSS eBS) P (eS eBS) P (eT eBS) P (eMIXT eBS)
P (eBS ePG) P (ePG ePG) P (eSS ePG) P (eS ePG) P (eT ePG) P (eMIXT ePG)
P (eBS eSS) P (ePG eSS) P (eSS eSS) P (eS eSS) P (eT eSS) P (eMIXT eSS)T =
P (eBS eS) P (ePG eS) P (eSS eS) P (eS eS) P (eT eS) P (eMIXT eS)
P (eBS eT) P (ePG eT) P (eSS eT) P (eS eT) P (eT eT) P (eMIXT eT)
P (eBS eMIXT) P (ePG eMIXT) P (eSS eMIXT) P (eS eMIXT) P (eT eMIXT) P (eMIXT eMIXT)
En esta matriz de transición se ilustran los 6 probables tipos de comunidad de
vegetación que podríamos tener en el futuro. Los estadios transitorios de cada tipo de
comunidad de vegetación se colocan en las líneas de la matriz, donde la suma de los
diferentes pasos transitorios forma el tipo de vegetación probable a esperar.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
273
Esto quiere decir que la probabilidad que tendrá el primer estadio de vegetación (e1)
será, tras el paso de un periodo de tiempo t+1, compuesto por la suma de las distintas
probabilidades de la primera línea de la matriz de transición, dando resultado al estadio
(e1,t+1):
e1,t+1 = (e1,t.PBS,BS) + (e2,t.PPG,BS) + (e3,t.PSS,BS) + (e4,t.PS,BS) + (e5,t.PT,BS) + (e6,t.PMIXT,BS)
Esta ecuación nos dice que el estadio 1, probable de existir en el momento t+1, será el
resultado de la suma de los siguientes 6 valores:
- La proporción del territorio como BS (suelo desnudo) que se encontraba en el
momento anterior t multiplicada por la probabilidad de permanecer igual
(eBS.PBS);
- La proporción del territorio cubierta por el estrato gramíneas perennes (PG) que
se encontraba en el momento anterior t multiplicada por la probabilidad de
desaparecer y convirtiéndose en suelo desnudo en el tiempo transcurrido entre t
y t+1 (ePG.PBS);
- La proporción del territorio cubierta por el estrato de vegetación sub-herbáceo
(SS), en el momento anterior t, multiplicada por la probabilidad de degradarse a
suelo desnudo (BS) en el tiempo transcurrido entre t y t+1 (eSS.PBS) ;
- La proporción del territorio cubierta por el estrato de vegetación herbáceo (S),
en el momento anterior t, multiplicada por la probabilidad de degradarse a suelo
desnudo (BS) en el tiempo transcurrido entre t y t+1 (eS.PBS);
- La proporción del territorio cubierta por el estrato de vegetación arbóreo (T), en
el momento anterior t, multiplicada por la probabilidad de degradarse a suelo
desnudo (BS) en el tiempo transcurrido entre t y t+1 (eT.PBS); y
- La proporción del territorio cubierta por el estrato de vegetación mixto (MIXT),
en el momento anterior t, multiplicada por la probabilidad de degradarse a suelo
desnudo (BS) en el tiempo transcurrido entre t y t+1 (eMIXT.PBS).
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
274
Las siguientes ecuaciones se corresponden con las 5 líneas de la matriz de transición
con un significado análogo para los estadios 2, 3, 4, 5, y 6:
e1,t+1 = (e1,t.PBS,BS) + (e2,t.PPG,BS) + (e3,t.PSS,BS) + (e4,t.PS,BS) + (e5,t.PT,BS) + (e6,t.PMIXT,BS) .
e2,t+1 = (e1,t.PBS,PG) + (e2,t.PPG,PG) + (e3,t.PSS,PG) + (e4,t.PS,PG) + (e5,t.PT,PG) + (e6,t.PMIXT,PG)
e3,t+1 = (e1,t.PBS,SS) + (e2,t.PPG,SS) + (e3,t.PSS,SS) + (e4,t.PS,SS) + (e5,t.PT,SS) + (e6,t.PMIXT,SS) .
e4,t+1 = (e1,t.PBS,S) + (e2,t.PPG,S) + (e3,t.PSS,S) + (e4,t.PS,S) + (e5,t.PT,S) + (e6,t.PMIXT,S) .
e5,t+1 = (e1,t.PBS,T) + (e2,t.PPG,T) + (e3,t.PSS,T) + (e4,t.PS,T) + (e5,t.PT,T) + (e6,t PMIXT,T).
e6,t+1 = (e1,t.PBS,MIXT) + (e2,t.PPG,MIXT) + (e3,t.PSS,MIXT) + (e4,t.PS,MIXT) + (e5,t.PT,MIXT) +
(e6,t.PMIXT,MIXT) .
Utilizando el producto matricial de las 6 ecuaciones correspondientes a cada estadio de
la vegetación: e1, e2, e3, e4, e5, y e6:
Et+1 = T . Et
o lo que es lo mismo:
e1, t+1 P11 P21 P31 P41 P51 P61 e1,t
e2, t+1 P12 P22 P32 P42 P52 P62 e2,t
e3, t+1 = P13 P23 P33 P43 P53 P63 . e3,t
e4, t+1 P14 P24 P34 P44 P54 P64 e4,t
e5, t+1 P15 P25 P35 P45 P55 P65 e5,t
e6, t+1 P16 P26 P36 P46 P56 P66 e6,t
Se puede comprobar fácilmente que el producto matricial anterior corresponde
exactamente a las 6 ecuaciones mencionadas más arriba.
Si se desea conocer cuál es la proporción esperada de cada uno de los estadios, al cabo
de otra unidad de tiempo, se debe multiplicar el resultado anterior por la matriz de
transición T, dando lugar a lo siguiente:
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
275
E t+2 = T. Et+1 = T . (T . Et) = (T .T) . Et = T2.Et
En general al cabo de k periodos de tiempo la situación será:
E t+k = Tk . Et
A partir de los muestreos de vegetación, repetidos anualmente, se pudieron determinar
las probabilidades de transición entre los diferentes estadios de vegetación.
Para predecir los estadios de vegetación y las proporciones de los grupos funcionales
que los constituyen en el año 2013, se multiplica la matriz de transición indicada arriba
por el vector de estado inicial. En los modelos estacionarios, el vector de probabilidad
de estados, de una cadena Markov, es el autovector izquierdo de su matriz de transición
T con autovalor 1. Entonces, el vector de estado corresponde a los recubrimientos
muestreados en el año 2005:
E2005 = BS 63, 13
L 08, 20
SS 40, 31
S 1, 11
T 1, 82
MIXT 0, 72
En este vector de estado se optó por añadir el recubrimiento del grupo funcional: Hoyo
de plantación (SP) al estrato de vegetación Sub.-Herbáceo (SS), debido principalmente
a que los hoyos de plantación en la cuenca hidrográfica de restauración forestal
presentaron recubrimientos igualados a lo que presenta el estrato Sub.herbáceo.
Además, proporcionan funcionalidad similar en materia de procesos de flujo
hidrológico, nutrientes y de interceptación de radiación solar. Del mismo modo, se
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
276
admitió reagrupar las dos categorías: herbáceas perennes (PG) y biomasa muerta en pie
(SDB) en un grupo funcional: hojarasca (L).
Así que:
E2013 = BS 30, 98 . T
L 08, 20
SS 24, 65
S 1, 11
T 1, 82
MIXT 0, 72
Para definir la matriz de transición T hay que conocer las posibles transiciones Pij,
correspondientes a cada estrato de vegetación, a partir de las proporciones de
recubrimiento categórico a lo largo de los 4 años de muestreo.
Estrato/muestreo 2005 2006 2007 2008
BS 63,13 40,28 32,44 30,98
L 8,20 10,59 19,43 13,35
SS 24,65 42,69 40,34 40,31
S 1,11 1,18 0 2,13
T 1,82 0,97 0,94 1,07
MIXT 0,72 3,16 6,84 12,16
Tabla 7.1. Recubrimientos (%) de los estratos de vegetación a partir de los transectos de vegetaciónrealizados entre 2005 y 2008.
A partir de los porcentajes de recubrimiento categórico de la vegetación, a lo largo de
los 4 años de muestreo, ordenados de manera descendente, nos da una idea acerca de las
probabilidades de transición y remplazo ocurrentes entre los estratos de vegetación:
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
277
2005 2006 2007 2008
BS SS SS SS (Tendencia no estacionaria creciente)
SS BS BS BS (Tendencia no estacionaria decreciente)
L L L L (Tendencia estacionaria auto-regresiva)
T MIXT MIXT MIXT (Tendencia no estacionaria creciente)
S S T S (Tendencia estacionaria auto-regresiva)
MIXT T S T (Tendencia no estacionaria decreciente)
Figura 7.3. Las transiciones de un estrato de vegetación a otro durante el periodo de monitoreo(2005-2008).
El proceso de nucleación de la vegetación en los ecosistemas semiáridos del
Mediterráneo es un patrón decisivo a la hora de determinar las diferentes formas de
establecimiento de la vegetación en estos ámbitos. Cabe destacar que la sucesión
secundaria de la vegetación está sometida a los procesos de colonización, competencia y
perturbación. Para ello, la información acerca de las especies de vegetación
colonizadoras, mejores competidoras por el agua, nutrientes, luz, y más resistentes a la
perturbación, además de las probabilidades de formar estratos de vegetación superiores
son de alta consideración a la hora de estudiar las pautas de estructura y composición de
la vegetación.
Durante el periodo de muestreo de la vegetación se pudo observar cómo se reducía el
tamaño de las áreas desnudas (BS) en la cuenca de restauración, mientras se
incrementaban las áreas del estrato sub.herbáceo (SS). Además, se remarcó el aumento
del recubrimiento del estrato de vegetación MIXTO y una reducción en el estrato
Arbóreo (T). Sin embargo, los estratos de vegetación Herbáceo (S) y Hojarasca (L)
mantuvieron los mismos niveles de recubrimiento.
El paso de una fase a otra depende siempre de un conjunto de condiciones. Este sistema
semiárido mediterráneo ha visto afectada su transición sucesionaria por el patrón de
distribución parcial de la vegetación, por la formación de islas de fertilidad y por la
nucleación de vegetación. Además, los cambios anteriormente citados, ocurrieron
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
278
principalmente tras el reclutamiento de la especie de nanofanerófitos dominante:
Globularia alypum y la colonización de la especie de caméfitos Brachypodium retusum.
Según el modelo de facilitación de la sucesión secundaria de la vegetación, justo tras el
paso de la perturbación, aparecen en primer lugar las especies pioneras, que son buenas
colonizadoras y poco exigentes con las condiciones del medio. Con el paso del tiempo,
estas especies pioneras modifican el medio de forma que permiten la entrada de nuevas
especies más exigentes. En cierto modo, y de aquí el nombre de facilitación, las
especies pioneras facilitan la entrada de las especies tardías y estas últimas suelen ser
mejores competidoras que las pioneras, por lo que las acaban excluyendo.
7.4.2. Predicción de la estructura y composición de la comunidad a corto y
medio plazo
Mediante el programa Excel se ha elaborado la gráfica 7.4 que ilustran la predicción de
las tasas de recubrimiento de la vegetación por grupo funcional a corto-medio plazo.
En esta figura 7.4 se ve como se ha ido reduciendo la proporción del suelo desnudo a lo
largo del tiempo de predicción mientras se incrementan los estratos: Sub-herbáceo,
herbáceo perenne y el estrato mixto. Sin embargo, el estrato arbóreo y herbáceo no
mostraron un incremento a lo largo del tiempo de predicción.
Figura 7.4. El modelo de predicción de los recubrimientos categóricos (por estrato de vegetación)simulado mediante el programa: Excel a medio plazo.
0
10
20
30
40
50
60
70
2003 2013 2023 2033Tiempo (años).
Recu
brim
ient
o po
r gru
po fu
ncio
nal (
%).
Suelo DesnudoHerbaceas PerennesSub.HerbáceasHerbáceasEstrato ArboreoEstrato Mixto
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
279
7.4.3. Modelos de Markov de sucesión ecológica mediante el Java Applet
Mediante el programa Java Applet se elaboró el modelo de cadenas simples de Markov
de 6 estadios, correspondientes a las probabilidades de transición entre los diferentes
estratos de la vegetación y del suelo desnudo. Los 6 estadios de la vegetación se quedan
reflejados en la tabla 7.2, que muestra la matriz de transición entre dichos estadios de la
vegetación. Se ha ido cambiando el número de iteraciones: 0, 5, 10, 20 y por ultimo 30
iteraciones.
Los modelos de predicción correspondientes a las iteraciones anteriormente citados,
presentadas en las figuras mostradas abajo (figura: 7.5; 7.6; 7.7; 7.8) han mostrado una
tendencia ascendente al inicio, y que continuamente se ha estabilizado.
Tabla: 7.2. Tabla de entrada de parámetros en el applet 6.1, ilustrando los recubrimientos (%) decada estadio de vegetación a lo largo del periodo de muestreo (2005-2008).
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
280
Figura 7.5. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (Plataforma JavaTM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios. Estado inicial sin ejecutar el modelo (iteraciones t=0).
Figura 7.6. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (Plataforma JavaTM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios y 5 iteraciones.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
281
Figura 7.7. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (Plataforma JavaTM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios y 10 iteraciones.
Figura 7.8. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (Plataforma JavaTM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios y 20 iteraciones.
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
282
Figura 7.9. Simulación del modelo de cadenas de Markov mediante el applet 6.1 (Plataforma JavaTM: Edición estándar). Modelo de 6 estadios y 30 iteraciones.
7.4.4. Predicción de la estructura y composición de la vegetación a largo
plazo
A lo largo del proceso sucesional, Clements creía posible distinguir una serie de fases
diferenciadas entre ellas, y por la sustitución de unos tipos funcionales dominantes por
otros. La sucesión es el término que se refiere al proceso y la serie es la secuencia de
fases distinguibles por la composición de la vegetación a lo largo de dicho proceso. La
idea de identificar cada comunidad descrita con alguna etapa serial de una sucesión es
perfectamente natural, y ha sido empleada de diversas maneras, en particular por los
fitosociólogos. Son bastante antiguos los primeros mapas de series de vegetación,
donde se reúnen, en una misma categoría, todas las comunidades fitosociológicas que
representan estadios sucesionales de una misma serie, generalmente identificada por el
estadio terminal, es decir por la vegetación clímax o la vegetación potencial. Se
entiende por el estadio de máxima madurez, que se supone puede alcanzar la vegetación
en un área determinada, dentro de un plazo razonable a escala humana, que no puede
coincidir con la clímax, por ejemplo, si el suelo se halla muy degradado por la erosión u
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
283
otras alteraciones resultantes de perturbaciones. En los sitios degradados, con
condiciones bioclimática limitantes, resulta muy difícil alcanzar comunidades clímax,
debido a la difícil recuperación y reclutamiento de la comunidad vegetal perturbada. Sin
embargo, en los sitios donde se presentan condiciones medias debería ocurrir una
evolución de la vegetación hacia la clímax, además los sitios del ecosistema donde se
presentan condiciones extremas, como es el caso de la vaguadas, junto al lecho del río,
en rocas, o sobre suelos muy especiales, se suelen establecer comunidades permanentes
como estadio final, que no se corresponden con la sucesión general, sino a estas
condiciones locales excepcionales. Dichas comunidades permanentes tienen sus propias
series sucesionales.
La intención, al reunir las agrupaciones fitosociológicas en función de consideraciones
dinámicas, es la de describir el ecosistema perturbado, considerando precisamente su
dinamismo intrínseco. El mapa de series de la vegetación pretende decirnos no sólo qué
vegetación existe, sino también hacia dónde tiende su evolución.
7.5. Conclusiones
El uso de las técnicas de modelización es fundamental para comprender la evolución de
las comunidades forestales mediterráneas y diseñar actuaciones de preservación de sus
poblaciones y de su extraordinaria biodiversidad.
El estudio predictivo de los estados de transición, basándose en el recubrimiento
categórico de los subyacentes estratos de la vegetación, determina los probables
cambios ocurridos dentro de la comunidad vegetal, mediante el modelado de cadenas
simples de Markov. Este modelado es una forma de mejorar los modelos demográficos
anteriormente establecidos y expuestos en la literatura de demografía de poblaciones.
El modelo matricial de dinámica del matorral mediterráneo disperso, después de la
intervención con la reforestación y restauración ecológica, proporcionó la predicción de
los estadios de vegetación, detectando el incremento post restauración en el
recubrimiento de cada forma de vida, y prediciendo una estabilización de los grupos
Capitulo 7: Modelos de cadenas simples de Markov para predecir los estados de transición dela vegetación del sistema en restauración.
284
funcionales constituyentes de la población vegetal en restauración en los escenarios
futuros a medio-largo plazo (30 iteraciones).
La composición de la población vegetal en el futuro se mantendría dominada por las
formas de vida Sub-herbácea (SS) y Herbáceas Perenne (PG). La reforestación y
restauración ecológica, implementadas en la cuenca de estudio, llegó a crear dos nuevas
formas de vida: Arbóreo (T) y el estrato mixto (MIXT) que iban ganando espacio
incrementando sus recubrimientos a costa del suelo desnudo (BS). Las tendencias
ascendentes de estos 2 estratos superiores de vegetación (MIXT) y (T) son el resultado
del efecto de la reforestación y restauración en la mejora de la diversidad funcional de la
comunidad vegetal de la zona piloto, que fue un objetivo predefinido de este proyecto
de restauración ecológica de los montes degradados del Mediterráneo.
Capitulo 8: Dinámicaespacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
285
CAPÍTULO 8..........................................................................285
El patrón espacial de nucleación de la vegetación en unmatorral disperso del semiárido mediterráneo degradado.Dinámica de la vegetación tras la repoblación forestal8.1. INTRODUCCIÓN .................................................................................... 2868.2. MATERIALES Y MÉTODOS................................................................... 288
8.2.1. Modelización de la estructura horizantal de la vegetación en la escala espacial .................2888.2.2. Modelización de la estructura vertical de la vegetación en la escala temporal ...................2908.3.2.Interpretación y ejecución de los resultados de la dinamica espacial del Matorral dispersotras la reforesatción y la aplicación de las acciones de restauración ecologica .............................3048.3.3. Conceptual Countinum Model of vegetation Dynamic using Matlab software....................305
8.3.3.1. Intrepretación y ejecución de los resultados del modelo conceptual “Proc” de ladinamica y estructura vertical del Motorral en restauración ecologica ....................................309
8.4. DISCUSIÓN ............................................................................................ 3178.4.1. Estructura horizontal de la vegetación y el efecto del patron de la nucleación de lavegetación en la dinamica del matorral disperso ...........................................................................3178.4.2. Estructura vertical de la vegetación. Composición funcional de la comunidad vegetal delmatorral disperso............................................................................................................................3198.4.3. Gradientes del recubrimiento de vegetación a lo largo del periodo de seguimiento ..........3218.4.4. Efecto de la recuperación de la vegetación sobre la conservación de los suelos .................3258.4.5. Entendimiento de las tendencias de restaurabilidad del matorral disperso tras las obras derepoblación forestal y de la restauración ecológica .......................................................................327
8.5. CONCLUSIONES ................................................................................... 3328.6. REFERENCIAS............................... ¡ERROR! MARCADOR NO DEFINIDO.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
286
CAPÍTULO 8
El patrón espacial de nucleación de la vegetación en un matorraldisperso del semiárido mediterráneo degradado. Dinámica de lavegetación tras la repoblación forestal
8.1. Introducción
En los ámbitos semiáridos del Mediterráneo, la transición desde zonas de vegetación
hacia zonas desertificadas no es siempre gradual, incluso puede ocurrir bruscamente e
irreversiblemente (Kéfi et al., 2007; Rietkerk et al., 2004; Scheffer et al., 2001).
Además, en climas mediterráneos, el régimen de perturbaciones presentes a menudo
requieren una intervención que evite la degradación irreversible del monte, sobre todo
en las laderas escarpadas (Rojo Serrano et al., 2006).
En unas condiciones tan especiales, como en el caso de la zona piloto de Albatera, se
reúnen las condiciones geomorfológicas accidentadas de la cuenca hidrográfica, las
condiciones hídricas limitantes y los sustratos pobres. La alianza entre estos factores y
la naturaleza de la propia vegetación, que se caracteriza por un poder germinativo bajo,
llevan a una dinámica de comunidades de vegetación típica de las áreas semiáridas del
Mediterráneo. La evolución de los matorrales establecidos en los campos abandonados
se ha sometido naturalmente al patrón de la heterogeneidad espacial del terreno.
Evidentemente, en las zonas de acopio de agua y nutrientes se ha observado esta
colonización primaria de los pastos de estatura baja, como primer estado de transición
tras el cambio ocurrido en el ecosistema por los procesos de abandono. El segundo
estadio de transición reúne la acumulación de todas las especies herbáceas exóticas
como en el caso observable de la colonización por parte de la especie Moricandia
arvensis.
Según los modelos de dinámica de la vegetación (Jordano y Herrera, 1995), los estadios
de transición primero y segundo van seguidos de un estadio tercero, donde se establecen
las especies arbustivas leñosas que destacan en recubrimiento. Finalmente, en el cuarto
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
287
estadio, aparecen las especies de porte alto y dosel continúo que da más diversidad
vertical a la comunidad del matorral bajo pinar. Estos modelos clásicos apoyan el
paradigma del clímax, destacando la evolución de una estructura vertical de la
vegetación desde los estratos más bajos hacia los más altos y superiores de la
vegetación.
Además, a pesar de los numerosos estudios realizados sobre el impacto del abandono de
las tierras agrícolas en la dinámica de la vegetación mediterránea, las trayectorias de la
evolución de la vegetación siguen sin comprenderse de manera clara (Bonet, 2004). Los
modelos clemensianos mostraron que la vegetación de las tierras abandonadas sigue una
progresión lineal, empezando con la colonización de las plantas herbáceas que serán,
finalmente, remplazados por especies leñosas y conduciendo a una composición
dominante de bosque o maquia. En estos ámbitos áridos y semiáridos del Mediterráneo
existe un elemento relevante que hay que tener en cuenta a la hora de analizar la
dinámica de la vegetación: la heterogeneidad espacial del terreno. Los suelos en dichos
ámbitos presentan una heterogeneidad en cuanto a la topografía superficial, lo que
implica una heterogeneidad de estructura y a veces de textura de los suelos, influyendo
a su vez en el grado de humedad y fertilidad de los mismos. La heterogeneidad
resultante de las diferencias topográficas proporciona naturalmente unas diferencias en
las condiciones y propiedades bioclimáticas intrínsecas, lo que crea automáticamente
diferencias en las propiedades fisicoquímicas de los suelos y en los procesos de
funcionamiento. Estas diferencias funcionales en los suelos se traducen en las
diferencias que se producen en la cobertura de la vegetación, que queda organizada bajo
una estructura de mosaico: Tesela/suelo desnudo.
Construyendo la hipótesis de este capítulo sobre el mismo planteamiento para analizar
la dinámica de la vegetación, se buscan otros patrones que puedan resultar decisivos en
dicho proceso. Es el papel de los sumideros de plantación que esperamos que sea un
motor principal del proyecto de restauración y reforestación para incrementar el
recubrimiento de la vegetación categórica y total de la cuenca hidrográfica en
restauración. Así, se sugiere que los hoyos de plantación, utilizados para la introducción
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
288
de especies vegetales en la cuenca hidrográfica reforestada, jugarían un papel principal
en la recuperación del ecosistema en restauración ecológica mediante el patrón de
nucleación de la vegetación, generando un aumento significativo en los recubrimientos
de la vegetación totales y por grupo funcional. Esto podría también mejorar los valores
funcionales del ecosistema en proceso de restauración y reducir las pérdidas de suelo.
8.2. Materiales y métodos
Como se ha mencionado anteriormente, en el primer bloque de esta tesis, es necesario
considerar las variables de evaluación y el ecosistema de referencia. En el seguimiento
del estado funcional del matorral, después de la reforestación y la aplicación de las
acciones de restauración ecológica para la rehabilitación del monte degradado en el
semiárido Mediterráneo, carecemos de la zona referencia (control) para realizar la
comparación, ya que en las cuencas hidrográficas contiguas a la zona piloto de
“Albatera” no se ha podido encontrar ninguna cuenca Control que no estuviera sometida
al uso agrícola y el posterior abandono. Como no se podían medir los indicadores de
evaluación en las zonas control fue necesario recurrir a los métodos de modelización y
predicción de dichas variables de funcionamiento con el fin de entender mejor cómo
podría ser el estado funcional del matorral disperso tras la aplicación de los esfuerzos de
restauración ecológica.
En esta etapa del estudio se modelizó la estructura vertical y horizontal de la vegetación
en la cuenca hidrográfica repoblada de Albatera, durante los años de seguimiento, para
predecir la estructura de esta comunidad vegetal a largo plazo. Se ha de evaluar la
dinámica de la vegetación siguiendo las dos escalas: espacial y temporal.
8.2.1. Modelización de la estructura horizontal de la vegetación en la escalaespacialLa estructura espacial del Matorral disperso, tras la repoblación y la restauración
ecológica, se evaluó mediante la aplicación del método Kriging de interpolación
espacial de datos utilizando el programa Surfer (8.0), con el fin de representar la
estructura vegetal de la cuenca hidrográfica en una superficie plana creada tras la
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
289
aplicación de los transectos de vegetación realizados en cada año del periodo de
monitoreo. Se han realizado tres transectos de vegetación por ladera: Solana, Umbría y
Terrazas, dando como resultado 9 transectos en toda la cuenca. La interpolación de
datos espaciales de la vegetación lleva a construir un modelo espacial mediante Surfer
sobre una superficie de 50mx10m, que representan la longitud y anchura máximas del
transecto de vegetación. Esta interpolación se aplica a los datos de cada año, evaluando
el cambio entre años y solapando los transectos correspondientes a los años: 2005,
2006, 2007 y 2008, para obtener el modelo espacial de la vegetación durante los 4 años
de seguimiento.
Con el fin de analizar la distribución espacial de la vegetación se aplicó una
interpolación de datos espaciales (X, Y, Z) a los datos tomados en campo, gracias a la
realización de transectos de vegetación (3 transectos por unidad ambiental) de 50 m de
longitud y 10 m de anchura cada uno. La base de datos espaciales (x, y, z) de la
estructura de la vegetación (tesela/suelo desnudo) se compuso de:
X: el ancho de la mancha de vegetación (tesela) o del suelo desnudo.
Y: la longitud de tesela o del suelo desnudo.
Z: la categoría del tipo del atributo que en este caso incluyó 9 categorías:
1: Estrato mixto
2: Estrato arbóreo
3: Estrato arbustivo
4: Estrato sub-arbustivo
5: Estrato herbáceo perenne
6: SDB: Necromasa en pie
7: LOG
8: Suelo Desnudo
9: Hoyo de plantación: SP.
En definitiva, se pudo conseguir, desde las mediciones puntuales realizadas a lo largo de
los transectos de vegetación, una interpolación del patrón de distribución de la
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
290
vegetación en estructura horizontal (patch/interpatch) de las 3 unidades ambientales:
Solana, Umbría y Terrazas.
8.2.2. Modelización de la estructura vertical de la vegetación en la escala
temporal
El análisis de la estructura vertical del Matorral disperso, en la escala de tiempo, se
realizó mediante la utilización de la plataforma de modelización “Matlab” ejecutando el
programa “itera” creado por Raventós et al., (2003, 2005). Esta modelización, en la
escala de tiempo, permite predecir los estratos de vegetación en el tiempo,
proporcionando la composición de la vegetación total y categórica de la población de
matorral establecida en la cuenca de Albatera tras la repoblación y la restauración
ecológica implementada a largo plazo. Se ha creado el modelo “Proc”, ejecutado en la
misma plataforma de Matlab, para agrupar los datos y generar a su vez un modelo
dinámico de la vegetación a lo largo del tiempo. Esto ha permitido hacer una
exploración de los datos colectados en los transectos de vegetación para predecir la
composición total y por grupo funcional en los escenarios futuros. En el modelo “Proc”
se cambia el número de las iteraciones: 10, 50 y 100 iteraciones y se visualiza el modelo
dinámico de la vegetación hacia esta secuencia de tiempo. Estas pautas facilitan la
comprensión sobre la composición futura de la comunidad vegetal en toda la cuenca
hidrográfica de Albatera.
Además, se realizó un test de elasticidad y sensibilidad del Modelo para mostrar el
grado de respuesta del modelo de dinámica de la vegetación según los estratos de
vegetación estudiados.
El modelo “Proc” permite ver cómo evoluciona la estructura de la vegetación, según las
diferentes formas de vida, que compone el matorral disperso en restauración a largo
plazo. Ejecutando el modelo “Proc” se puede decidir el número de años de predicción y
el propio modelo ejecutará la trayectoria de la dinámica de la comunidad hacia este
periodo predefinido.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
291
8.3. Resultados
8.3.1. Modelo de distribución de la vegetación. Mapa de evolución de gaps
utilizando Surfer
En esta etapa del análisis de los datos espaciales de la vegetación, nos centramos en
detectar la estructura espacial mosaico del matorral disperso en restauración. A lo largo
de los 4 años de seguimiento se ha podido realizar un seguimiento minucioso de cómo
las teselas (manchas) de vegetación han sido evolucionando sobre suelo. La evaluación
de los mapas de evolución de la estructura de la vegetación: Patches/Fetches. Dicha
estructura en mosaico característica de las comunidades del matorral disperso
mediterráneo ha sido detectado gracias al patrón: “gaps” quiere decir los espacios
interpatch (fetches) que se reducían cada vez más mientras se aumenta la superficie de
las teselas de la vegetación.
Los mapas Post, Imagen (patches/fetches) y mapas de superficie categóricas de las 3
unidades ambientales: Solana, Umbría y Terrazas vienen presentadas a continuación,
analizando este patrón de la dinámica de la vegetación en la escala espacial y temporal:
8.3.1.1. Análisis espacial de datos en la unidad ambiental SolanaA continuación se presentan los mapas Post, Imagen (patches/fetches) y mapas de
superficie categóricas de la unidad ambiental Solana, a lo largo del periodo de muestreo:
2005, 2006, 2007 y 2008.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
292
2005
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la vegetación del ecosistema en restauración.
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2006
500 1000
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2000
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3000
3500
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Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
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2007
500 1000
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1000
1500
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500 1000
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la vegetación del ecosistema en restauración.
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2008
Figura 8.1. Mapas Post, Mapas imagen: Patch/interpatch, mapas de superficie categóricas, (desde
la izquierda a la derecha) del transecto (1) de la unidad: Solana de la zona de estudio, realizado en
verano 2005, 2006, 2007 y 2008 (desde aguas arriba hacia el lecho del río de la cuenca hidrográfica).
(Surfer 8.0).
500 1000
500
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1500
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la vegetación del ecosistema en restauración.
296
8.3.1.2. Análisis espacial de datos en la unidad ambiental UmbríaAbajo en la figura. 8.2., se presentan los mapas Post, Imagen (patches/fetches) y mapas
de superficie categóricas de la unidad ambiental: Umbría, a lo largo del periodo de
muestreo: 2005, 2006, 2007 y 2008.
2005
500 1000
500
1000
1500
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2500
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2006
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la vegetación del ecosistema en restauración.
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2007
500 1000
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1500
2000
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la vegetación del ecosistema en restauración.
299
2008
Figura 8.2. Mapas Post, Mapas imagen: Patch/interpatch, mapas de superficie categóricas, (desde
la izquierda a la derecha) del transecto (3) de la unidad: Umbría de la zona de estudio, realizado en
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
1
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3
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7
8
9
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
300
verano 2005, 2006, 2007 y 2008 (desde aguas arriba hacia el lecho del río de la cuenca hidrográfica).
(Surfer 8.0).
8.3.1.3. Análisis espacial de datos en la unidad ambiental TerrazasEn la figura. 8.3. ilustrada abajo, se presentan los mapas Post, Imagen (patches/fetches)
y mapas de superficie categóricas de la unidad ambiental: Terrazas, a lo largo del
periodo de muestreo: 2005, 2006, 2007 y 2008.
2005
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
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1
2
3
4
5
6
7
8
9
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la vegetación del ecosistema en restauración.
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2006
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
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2500
3000
3500
4000
4500
5000
1
2
3
4
5
6
7
8
9
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la vegetación del ecosistema en restauración.
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2007
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
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2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
303
2008
Figura 8.3. Mapas Post, Mapas imagen: Patch/interpatch, mapas de superficie categóricas, (desde
la izquierda a la derecha) del transecto (1) de la unidad: Terrazas de la zona de estudio, realizado
en verano 2005, 2006, 2007 y 2008 (desde aguas arriba hacia el lecho del río de la cuenca
hidrográfica). (Surfer 8.0).
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
500 1000
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
1
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5
6
7
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9
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
304
8.3.2. Interpretación de los resultados de la dinámica espacial del Matorral
disperso tras la reforestación y la aplicación de las acciones de restauración
ecológica
El método de interpolación Kriging pudo predecir los valores de la superficie a partir
del número de mediciones puntuales colectadas a lo largo de los transectos de
vegetación.
Después de introducir la base de datos (x, y, z) desde los ficheros Excel,
correspondientes a cada transecto de vegetación, se interpolaron los datos puntuales
mediante el kriging en superficies continuas, y se elaboraron los diferentes mapas
(figuras: 8.1, 8.2, 8.3): mapas, post, mapas imagen: patch/interpatch, mapas de
superficie categóricas (con 9 atributos).
La creación de superficies continuas, a partir de datos puntuales (x, y, z), permite
mapear la variación de las diferentes clases de vegetación y del suelo desnudo. El
resultado son mapas de estructura de la vegetación en Mosaico de los distintos grupos
funcionales del Matorral disperso. El modelado de estos datos, espaciales a lo largo del
periodo de seguimiento, nos facilita la evolución del patrón de la distribución espacial
(patch/interpatch) a lo largo del espacio y el tiempo.
Desde la izquierda hacia la derecha de las figuras: 8.1, 8.2, 8.3 se puede distinguir los
siguientes mapas:
- Los mapas Post, donde se delimitan los puntos X, Y de la longitud y anchura de
las teselas de la vegetación además del espacio inter-tesela (suelo desnudo).
- Los mapas imagen (patch/interpatch), presentan la evolución de la vegetación
total asignando 2 atributos: el color verde al recubrimiento vegetal y el color
blanco al suelo desnudo. Se puede apreciar un gradiente en el color verde que
refleja la densidad de la vegetación.
- Los mapas de superficies categóricas donde se distingue el tipo de teselación en
9 clases de la vegetación, incluyendo el suelo desnudo al que se asignó el color
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
305
azul claro, mientras al hoyo de plantación se le asignó el color azul oscuro. Al
resto de estratos de vegetación se le asignó un color diferente. Los colores de
cada grupo funcional están clasificados en la leyenda, que queda ilustrada a la
derecha de los 3 mapas de cada figura.
En los mapas generados con el programa Surfer 8.0, sobre la evolución y estructura
horizontal de la vegetación a lo largo del periodo de seguimiento, se pudo detectar el
incremento progresivo del recubrimiento de la vegetación total (mapas imagen:
patch/interpatch) en las tres unidades ambientales entre años, llegando a cubrir casi toda
la anchura y la longitud del transecto de vegetación (10mx50m). Esta inercia ascendente
se reflejó en el incremento del grupo funcional: 4: Estrato Sub-herbáceo (SS), mientras
se reducía el grupo: 8: suelo desnudo (BS). Este patrón se ha observado generalmente
en las 3 unidades ambientales: umbría, solana y Terrazas, propulsando el incremento del
recubrimiento vegetal total a lo largo del periodo post reforestación y restauración
(2005-2008).
En los mapas de superficies categóricas, ese observa el efecto de la categoría 9: hoyo de
plantación (SP) con el color azul oscuro en la evolución e incremento de las manchas de
vegetación que los rodea. Se puede detectar este efecto solapando los mapas de
superficies categóricas de los diferentes años a lo largo del periodo de seguimiento. Este
solapamiento se puede efectuar en el programa “Power Point” visualizando la evolución
de las categorías de la vegetación a lo largo de los 4 años de seguimiento, dándole el
carácter dinámico del modelo espacial.
8.3.3. Modelo conceptual CONTINUUM de la dinámica de la vegetación
utilizando Matlab
El uso de la plataforma Matlab, para el análisis y modelización de la comunidad vegetal
del matorral disperso pudo establecer las pautas de las clases de la vegetación mediante
la aplicación “Itera”, cuyas iteraciones facilitaron dibujar las tendencias predictivas de
cada grupo funcional del matorral en restauración. El modelo “Proc” procesó la
trayectoria de la población definiendo la tendencia de cada clase de la vegetación (Fig.
8.4.), además, ayudó a predecir la proyección de la población total (Fig. 8.5.). Ambos
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
306
modelos se han proyectado a largo plazo; 100 años, definiendo el escenario futuro de la
composición funcional de la vegetación.
Figura 8.4. El modelo “PROC” de la dinámica del Matorral Disperso, prediciendo la composiciónvertical de la estructura de población de vegetación en la zona de estudio, dentro de un periodo de100 años.
0 20 40 60 80 100 12010-2
10-1
100
Tiempo(años)
Estra
tos de
vege
tación
Sub-herbáceas
Gramineas perennes
Estrato Mixto
Herbáceas
Estrato árboreo
Suelo desnudo
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
307
Figura 8.5. El modelo “PROC” de la dinámica del Matorral Disperso, prediciendo el recubrimientototal de la vegetación, dentro de un periodo de 100 años.
Para testar la elasticidad y sensibilidad del modelo “Itera”, el que pudo proyectar los
modelos categóricos correspondientes a los diferentes grupos funcionales del matorral
disperso en restauración y de totalidad de la población vegetal se sometió el modelo a
las dos pruebas de Elasticidad y sensibilidad del modelo; ilustradas abajo en las figuras:
8.6. y 8.7.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
308
Figura 8.6. El test de Elasticidad del modelo “Itera” de la dinámica de vegetación del Matorraldisperso.
La elasticidad se define como una medida de sensibilidad de una variable ante un
cambio en la otra. Por ello, en la figura 8.6 se presentan los grados de elasticidad del
modelo itera de los diferentes recubrimientos categóricos de cada estrato de vegetación.
En este test se ve cómo responde cada categoría a las variaciones en el resto de las
mismas. Calculando las diferentes elasticidades, correspondientes a cada clase de
vegetación, se refleja cómo se alteran las tendencias de cada estrato de vegetación (6
clases) cuando cambia el grado de elasticidad. Se puede apreciar entonces, cuando
tengamos una elasticidad del orden de 0,3, como se altera la respuesta de las clases de
vegetación: suelo desnudo. En la elasticidad 0,1 se nota la alteración de 3 clases:
SUELO DESNUDO (BS), SUB-HERBÁCEAS (SS), gramíneas perennes (PG).
Sin embargo, cuando la elasticidad es muy cercana o igual al cero no se aprecia una
respuesta en las clases de vegetación, dando a entender que el modelo proporcionaría
resultados reales o más cercanos a la realidad cuando tenga un grado de elasticidad a
partir del 0,1. Este grado de elasticidad saca a la luz las tendencias reales de cada clase
de vegetación.
Este test responde a cómo se ven afectados los recubrimientos en cada clase de
vegetación cuando tengamos una elasticidad en la variable recubrimiento de la
vegetación.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
309
Figura 8.7. El test de Sensibilidad del Modelo “Itera” de la dinámica de vegetación del Matorraldisperso.
En el test de sensibilidad del modelo “itera” ilustrado en la figura 8.7, se ve cómo se
mantienen los recubrimientos correspondientes a cada clase (estrato de vegetación). El
efecto de esta devaluación de los estratos de vegetación es otra comprobación del
comportamiento de los recubrimientos de la vegetación en cada estrato. El test de
sensibilidad del modelo “Itera” verifica cómo es de sensible una clase de vegetación
ante el cambio en otra clase o al cambio del resto de clases de vegetación. En la gráfica
se puede remarcar cómo se mantiene el recubrimiento de las clases de vegetación,
pudiendo distinguir cada estrato de vegetación. En la misma gráfica de sensibilidad se
recalca el orden de abundancia por estrato de vegetación en la dinámica del matorral
disperso, señalando la abundancia del SUELO DESNUDO (BS), seguido por el estrato
SUB-HERBÁCEO (SS) y luego por el de las GRAMÍNEAS PERENNES (PG).
8.3.3.1. Interpretación de los resultados del modelo conceptual “Proc” de ladinámica y estructura vertical del Matorral en restauración ecológica
La estimación de los estratos de vegetación del matorral disperso, a lo largo de los 4
años de seguimiento, ha sido la base práctica, sobre la cual se ha podido crear el modelo
“Proc”; abreviación del termino: “Process”, y que da lugar a entender el PROCESO de
la dinámica del matorral estudiado a largo plazo.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
310
Tras el estudio de los estadios de transición en el capítulo (7) de esta memoria,
utilizando los modelos simples de cadenas de Markov, favoreció una primera reflexión
sobre la composición vertical de vegetación en este matorral disperso en restauración, y
de las proporciones de paso de un estrato de vegetación a otro. A raíz de dicha
aproximación se pasa a predecir la composición y dinámica de la población del Matorral
retomando los datos de campo que permitieron definir la matriz de transición y el
vector.
Se introdujo entonces la siguiente matriz de transición en el programa Matlab:
>> T=[0.63 0.63 0.40 0.32 0.30 0.300.08 0.08 0.10 0.19 0.13 0.130.24 0.24 0.42 0.40 0.40 0.400.01 0.01 0.01 0.00 0.02 0.020.02 0.02 0.01 0.01 0.02 0.020.02 0.02 0.06 0.08 0.13 0.13]
T =
0.6300 0.6300 0.4000 0.3200 0.3000 0.30000.0800 0.0800 0.1000 0.1900 0.1300 0.13000.2400 0.2400 0.4200 0.4000 0.4000 0.40000.0100 0.0100 0.0100 0 0.0200 0.02000.0200 0.0200 0.0100 0.0100 0.0200 0.02000.0200 0.0200 0.0600 0.0800 0.1300 0.1300
Y el vector:
>> v=[0.63 0.08 0.24 0.01 0.02 0.02]'
v =
0.63000.08000.24000.01000.02000.0200
Luego se ejecutó el programa: “Itera” calculando:
>> eig (T)
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
311
ans =
1.00000.22450.0680-0.0126-0.00000.0000
>> [W,D]=eig(T)
W =
-0.8584 -0.8039 0.0085 -0.6935 0.7015 -0.0232-0.1437 0.0865 0.2504 0.7067 -0.7015 0.0232-0.4876 0.5612 -0.8625 0.0647 -0.0000 -0.0000-0.0167 0.0064 0.0686 -0.1047 0.0000 0-0.0269 -0.0253 0.1167 -0.0319 -0.0891 0.7067-0.0622 0.1751 0.4183 0.0588 0.0891 -0.7067
D =
1.0000 0 0 0 0 00 0.2245 0 0 0 00 0 0.0680 0 0 00 0 0 -0.0126 0 00 0 0 0 -0.0000 00 0 0 0 0 0.0000
Después, en la matriz resultante W, se ejecutó el programa Itera; eligiendo 100
iteraciones, lo que originó la siguiente matriz:
>>bar(W)>> [cl,t]=itera(T,v)Numero de iteraciones100
cl =
0.6300 0.0800 0.2400 0.0100 0.0200 0.02000.5585 0.0879 0.2912 0.0103 0.0175 0.03460.5426 0.0896 0.3024 0.0104 0.0170 0.03800.5391 0.0899 0.3049 0.0104 0.0169 0.03880.5383 0.0900 0.3055 0.0105 0.0168 0.03890.5381 0.0900 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5381 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.0390
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
312
0.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.0390
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la vegetación del ecosistema en restauración.
313
0.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.0390
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
314
t =
Columns 1 through 10
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Columns 11 through 20
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Columns 21 through 30
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Columns 31 through 40
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Columns 41 through 50
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Columns 51 through 60
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Columns 61 through 70
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Columns 71 through 80
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Columns 81 through 90
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
315
Columns 91 through 100
1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000
Column 101
1.0000
Por consiguiente, el programa Matlab ejecutó el modelo elaborando las gráficas
ilustradas arriba (figuras: 8.4 y 8.5), mostrando la tendencia de cada estrato de
vegetación a lo largo del periodo de simulación (100 años) del modelo de la dinámica
del matorral disperso en restauración.
La ejecución del modelo “itera” puede ayudar a predecir la estructura vertical y la
dinámica de la población en un periodo más o menos largo, cambiando el número de
iteraciones del modelo.
A continuación se han realizado los test de Sensibilidad y Elasticidad del modelo
“Itera”, programando el siguiente comando:
>> [e,s]=SE(T)
l =
1.0000
Y =
1
e =
0.3390 0.0567 0.1222 0.0033 0.0051 0.01170.0430 0.0072 0.0306 0.0020 0.0022 0.00510.1291 0.0216 0.1284 0.0042 0.0067 0.01560.0054 0.0009 0.0031 0 0.0003 0.00080.0108 0.0018 0.0031 0.0001 0.0003 0.0008
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
316
0.0108 0.0018 0.0183 0.0008 0.0022 0.0051
s =
0.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.03900.5380 0.0901 0.3056 0.0105 0.0168 0.0390
>>
Lo que dio lugar a las dos matrices: e (elasticidad) y s (Sensibilidad), y a su vez a la
elaboración de los histogramas ilustrados arriba en las figuras: 8.6 y 8.7;
respectivamente.
¿En que se ven afectadas las categorías (estratos de vegetación) cuando se aumenta el
recubrimiento de una determinada clase? En los dos histogramas correspondientes al
test de Elasticidad y Sensibilidad resalta el efecto de las dos categorías que han tenido
más recubrimiento: Suelo desnudo (BS) y estrato sub.herbáceo (SS). Las dos clases
dominantes que componen la población vegetal del Matorral disperso en el periodo
posterior a la reforestación y restauración ecológica sí que tienen este efecto de
determinación del resto de clases de vegetación.
Al ver las tendencias de cada estrato de vegetación, ilustradas en las figuras 8.4.y 8.5,
respectivamente, se constata una estabilización en todas las tendencias categóricas y
total de la vegetación. Esto quiere decir que el efecto de las clases dominantes del
matorral disperso en restauración se ha registrado solamente en el periodo inminente
post restauración, y luego este efecto desapareció estabilizándose todas las clases de
vegetación. Antes de llegar a tener esta estabilización, en las tendencias
correspondientes a las clases de la vegetación, se produjo un aumento en el
recubrimiento del estrato SUB.HERBÁCEO (SS), GRAMÍNEAS PERENNES (PG),
estrato MIXTO (MIXT) y por último en el estrato ARBÓREO (T), mientras se marcaba
un descenso en el recubrimiento de las clases: SUELO DESNUDO (BS) y estrato
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
317
HERBÁCEO (S). Además, hay que poner en relieve que la estructura Mosaico del
matorral disperso, objetivo del estudio, sigue teniendo espacio del SUELO DESNUDO
(BS) con la proporción más elevada, seguida por la superficie cubierta del estrato SUB-
HERBÁCEO (SS), estrato de GRAMÍNEA PERENNE (PG), estrato MIXTO (MIXT),
HERBÁCEO (S) y luego el estrato ARBÓREO (T).
8.4. Discusión
8.4.1. Estructura horizontal de la vegetación y el efecto del patrón de la
nucleación de la vegetación en la dinámica del matorral disperso
Mediante la interpolación de datos espaciales puntuales de la estructura de la vegetación
en Mosaico del matorral disperso en la cuenca hidrográfica de Albatera, se pudieron
predecir los diferentes estratos de la vegetación, incluyendo la categoría: SP: hoyo de
plantación y el suelo desnudo; sin vegetación (BS). El conjunto del análisis espacial
pudo interpolar la estructura de distribución de la vegetación a todo el matorral a partir
de los datos colectados en la muestra (transectos de vegetación).
Este análisis espacial de datos contribuyó a resaltar el patrón de la distribución espacial
de la vegetación en Mosaico que caracteriza las poblaciones del Matorral disperso
mediterráneo. El mismo análisis espacial arrojó luz sobre otro patrón espacial de la
vegetación, creado por la propia plantación, desvelando la presencia de una
conectividad entre las plantas introducidas, mediante la apertura de los hoyos de
plantación (SP), y el resto de las formas de vida de vegetación. Se trata del efecto de
nucleación de la vegetación impulsado por los hoyos de plantación de la repoblación
forestal, que contribuyeron positivamente en el incremento de las tasas de recubrimiento
total de la vegetación. Este patrón de nucleación ha sido observado en otros estudios de
restauración forestal pasiva. Vieira et al. (2013), observaron que las especies como C.
leprosum jugaron un papel facilitador para promover la sucesión de la vegetación en las
sabanas de Brasil. Bajo su dosel podían albergar otras especies, además contribuía a la
mejora de las propiedades del suelo, promoviendo, a su vez, el proceso de facilitación
para el establecimiento de otras especies de vegetación. Entonces, esta especie se utilizó
como “Nurse especie” mediante su papel clave en el proceso de la nucleación de la
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
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vegetación. Jankju (2013) demostró el efecto facilitador de la especie herbácea en los
matorrales áridos de Irán, sobre todo en los periodos húmedos del año, facilitando el
establecimiento de otras especies herbáceas, aunque este efecto facilitador desaparece
en el periodo seco del año donde las especies entran en competición por el agua. En un
área del semiárido mediterráneo de Chile, Fuentes-Castillo et al. (2012) mostraron el
aumento de la regeneración nucleada de las especies herbáceas gracias a su proximidad
a los patches de vegetación. Corbin y Holl, (2012) también probaron el efecto de la
nucleación de la vegetación en la restauración adaptativa de bosques. A este proceso lo
consideraron una estrategia de restauración ecológica (nucleación aplicada), cuando se
trata de reforestar cerrando teselas de vegetación (patches), lo que facilita el incremento
de los recubrimientos de la vegetación. Este caso de nucleación aplicada es bastante
similar al presente caso de restauración ecológica implementado en la cuenca piloto de
Albatera. Aunque en este estudio de restauración ecológica se aplicó una plantación
forestal, sin embargo la apertura de hoyos y la introducción de una gama diversificada
de especies permitió incrementar las tasas de vegetación en forma de núcleos de
vegetación aumentando, además, la diversidad funcional del matorral. El proyecto
piloto se podría considerar un caso de reforestación dirigida y una restauración
ecológica pasiva, dando lugar a una comunidad vegetal diversificada y con mayor
recubrimiento vegetal.
Los hoyos de plantación han sido los motores de los procesos de facilitación y el patrón
resultante de nucleación de la vegetación. Estos sitios del terreno, que han sido
removidos, forman vaguadas artificiales agrupando condiciones de humedad del suelo y
nutrientes, favorables para la invasión de especies oportunistas de la vegetación.
Durante la realización de campañas de trabajo de campo se pudo observar que los hoyos
de plantación han sido colonizados, sobre todo, por las especies de porte bajo y
caméfitos como: Moricandia arvensis (L.) DC., con una presencia más notada en la
unidad ambiental de solana.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
319
Por otro lado, en la unidad Umbría, se conservó la dominancia de Brachypodium
retusum (Pers.) Beauv., que se expandió en forma paralela a las curvas de nivel de la
ladera. Este patrón se ha observado también en las otras 2 unidades: solana y terrazas,
pero con menos intensidad, y también en la exposición Umbría por la disponibilidad de
condiciones más idóneas. El crecimiento horizontal de la especie Brachypodium
retusum (Pers.) Beauv., a lo largo de la unidad Umbría, llegó a interconectar entre las
diferentes manchas de vegetación formando manchas continuas que superan la anchura
máxima propuesta en el transecto de vegetación (10m).
El modelado y el análisis espacial, ejecutado mediante el programa Surfer, destacó el
efecto positivo que pudo jugar la apertura de hoyos de plantación, durante el periodo
post repoblación en el incremento progresivo del recubrimiento total y categórico de la
vegetación. En los mapas de superficie de categorías se aprecia claramente la evolución
de los núcleos de vegetación desde los hoyos de plantación (representado en la leyenda
con la categoría 9), además de cómo han ido ampliándose y conectándose con los otros
estratos, particularmente el estrato (SS) sub-arbustivo, dando un aumento en la categoría
más compleja del estrato de vegetación que es el grupo funcional “Mixto”.
8.4.2. Estructura vertical de la vegetación. Composición funcional de la
comunidad vegetal del matorral disperso
En la figura 8.9, donde se ilustran las curvas de evolución de los diferentes estratos de
vegetación que forman el matorral disperso, se reafirma la abundancia del grupo
funcional (SS): sub-herbáceo, seguido por el estrato herbáceo perenne (PG) a cambio de
la reducción en la proporción del suelo desnudo (BS). Además, se ha notado el
incremento del estrato de vegetación complejo Mixto; que se ha llegado a incrementar
en proporción debido a la invasión de la especie gramínea Brachypodium retusum
(Pers.) Beauv.
Analizando la evolución de la estructura vertical del matorral disperso, se observa la
prevalencia del efecto de nucleación que se creó desde los hoyos de plantación, y su
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
320
efecto de conectividad entre los estratos de vegetación contiguos, dando lugar al
incremento en superficie de los estratos superiores, principalmente el estrato “Mixto”.
Este efecto en crecimiento vertical de la estructura vegetal se creó mediante el patrón de
nucleación de la vegetación en los plantones introducidos, provocando la creación de
estratos “Mixtos”, causando inicialmente tendencias crecientes en la categoría (MIXT)
y a su vez un incremento del recubrimiento de la vegetación total, más marcado en la
unidad ambiental Solana.
En la unidad Umbría se observó el efecto legado de la especie gramínea Brachypodium
retusum (Pers.) Beauv., interconectando entre los otros estratos de vegetación, debido a
su colonización en el matorral disperso. El incremento en recubrimiento de esta especie
perenne ha sido clave para la abundancia del grupo funcional Mixto. Generalmente,
desde la figura 8.8., se ve cómo ha disminuido progresivamente la categoría Suelo
Desnudo (BS), mientras se han ido registrando mejoras en las categorías Sub-herbáceo
(SS), vegetación herbácea perenne (PG) y estrato de vegetación mixto (MIXT). Dichas
mejorías son un signo de una mejora en la estructura horizontal de la vegetación
(recubrimiento en superficie) y estructura vertical (estratificación vegetal), en aumento
delas categorías de vegetación superiores, principalmente el grupo funcional “Mixt”.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
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Recubrimiento 2005 Recubrimiento 2006 Recubrimiento 2007 Recubrimiento 2008
Suelo desnudoEstrato MixtoEstrato arboreoEstrato arbustivoEstrato sub-arbustivoEstrato herbáceo perenneNecromasa en pieLOGSumidero de plantación
Figura 8.8. Recubrimientos categóricos por grupo funcional correspondientes a cada año delperiodo de evaluación (2005-2008).
8.4.3. Gradientes del recubrimiento de vegetación a lo largo del periodo de
seguimiento
Antes de abordar el modelado de la estructura de los grupos funcionales del matorral
disperso en restauración, se pone de manifiesto la importancia de definir las tendencias
de cada grupo funcional a lo largo del periodo de seguimiento (2005-2008). El análisis
de la inercia de cada grupo funcional de la vegetación proporciona una idea inicial sobre
las proyecciones futuras correspondientes a cada estrato de vegetación subyacente a la
comunidad del matorral estudiado. Desde la figura. 8.9., se puede apreciar claramente la
disminución de la proporción (%) del suelo desnudo desde el año 2005 hacia el 2006, lo
que ha ido acompañado por el aumento en los recubrimientos (%) de los estratos de
vegetación, principalmente el estrato Subherbáceo (SS), seguido por las gramíneas
perennes (PG), y luego se coloca el estrato Mixto en tercer lugar. El resto de los grupos
funcionales del sistema en restauración no llegaron a marcar una mejora notable.
BSMIXTTREESSSPGSDBLOGSP
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
322
Muestreos (años)
Junio 2005 Julio 2006 Agosto 2007 Agosto 2008
Rec
ubrim
ient
o ve
geta
l (%
)
0
10
20
30
40
50
60
70BSMIXTTREESSSPGSDBLOGSP
Figura 8.9. Evolución de los distintos recubrimientos categóricos de la vegetación según el estratode vegetación.
Enseguida se aprecia que a partir del año 2006, tercer año tras la reforestación y la
intervención con las acciones de restauración ecológica, los recubrimientos categóricos
por grupo funcional llegaron a estabilizarse, manteniendo las mismas tasas de
recubrimiento (%) desde 2006 hasta 2008.
La construcción del modelo conceptual “Gradual Continuum Model” a partir de los
resultados obtenidos en el periodo de seguimiento, dio a entender las pautas de la
trayectoria total del ecosistema en proceso de restauración. Esta dinámica que ha
seguido una inercia estable, conservando los mismos estados de recubrimiento,
correspondientes a cada grupo funcional a largo plazo de predicción. El modelo “Proc”
que hemos elaborado sigue una parametrización típica de los modelos clásicos, donde
asumimos que el ecosistema responde de una manera continua a los cambios, siguiendo
una trayectoria de recuperación hacia el estado pre-perturbación. Este tipo de modelos
pertenece al primer tipo de modelos que ha sido creado en la ecología de restauración:
“Los modelos GRADUALES CONTINUUM” (Hobbs y Suding, 2008). Esta categoría
de modelos consideran que los ecosistemas perturbados responden de una manera
continua a los cambios ambientales a lo largo del proceso de sucesión secundaria de la
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
323
vegetación, llevando el ecosistema a un punto de equilibrio llamado “el clímax”
(Clements, 1916; Odum, 1969).
El modelo “Proc” que hemos creado en este apartado, para predecir las futuras
proyecciones de la estructura vegetal del matorral disperso reafirma de nuevo la
respuesta del ecosistema perturbado después de la intervención con las acciones de
restauración ecológica y esfuerzos de reforestación. Esta respuesta es la dinámica
“HISTÉRESIS”, donde el ecosistema perturbado se estabiliza tras conseguir unas
pautas de recuperación de las diferentes categorías componentes de la comunidad
vegetal del Matorral disperso. Estas pautas llegan a estabilizarse en unos niveles casi
constantes a lo largo del tiempo de predicción. Es una respuesta lineal continua frente a
las condiciones climáticas de un ámbito semiárido del Mediterráneo. En la elaboración
del modelo “Proc” se han descartado los cambios en las condiciones climáticas futuras a
la hora de introducir los parámetros del modelo, ya que estos ecosistemas presentan
condiciones climáticas muy severas, por lo que difícilmente se podría predecir una
mejora. Además, el modelo “Proc”, establecido para este tipo de ecosistemas y para
ecosistemas con las mismas restricciones ambientales ha podido probar la capacidad de
resiliencia de los ecosistemas mediterráneos semiáridos a este tipo de perturbación: el
uso agrícola largo e intensivo y el posterior abandono.
Poniendo en relieve el efecto de los esfuerzos de restauración ecológica y la
reforestación, ejecutadas en la sub-cuenca hidrográfica de Albatera, se llega a poner de
manifiesto la capacidad de restaurabilidad de este ecosistema mediterráneo para
recuperar un estado estable. Este estado estable se traduce en las tendencias crecientes
en los recubrimientos de los diferentes estratos de la vegetación componentes del
Matorral disperso, además de las tendencias crecientes en los índices de funcionamiento
del suelo a largo plazo. Los niveles post restauración de estos indicadores que han sido
elegidos para definir el estado de recuperación del sistema perturbado tras la
intervención con la restauración ecológica: indicadores de recuperación del ecosistema
en estructura y función han podido mostrar una recuperación progresiva a lo largo del
periodo de seguimiento. Los modelos predictivos han podido apoyar la idea de que el
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
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sistema perturbado y en restauración tendría pautas crecientes que van a ser
estabilizadas a largo plazo, asumiendo que el parámetro clima no va a presentar cambios
trágicos que podrían afectar la estructura y función de este ecosistema.
Quizá estas pautas de recuperación estabilizadas, en el ecosistema en restauración no
son los mismos niveles de estructura y funcionalidad del sistema originario antes de ser
perturbado por primera vez. Se trata entonces del estado inicial del ecosistema antes de
que ocurriera el cambio del uso agrícola, seguido por el abandono de tierras con unas
condiciones bioclimáticas distintas a las actuales. Pero esta estabilización indica un
estado adaptado a las condiciones bióticas y abióticas actuales. Esta adaptación refleja a
su vez un equilibrio del ecosistema conseguido tras el paso de la perturbación, corregido
mediante las acciones de restauración ecológica implementadas en este proyecto de
demostración. En definitiva, el ecosistema en restauración ha podido crear sus propios
procesos de adaptación para lograr un equilibrio frente a los factores bióticos y abióticos
presentes, pudiendo paliar los efectos creados por el largo e intensivo impacto
antropogénico gracias a la estrategia de restauración aplicada y el grado de
restaurabilidad del propio ecosistema piloto.
El nuevo escenario de este ecosistema, que ha sido perturbado y luego intervenido con
tareas de reforestación y tratamientos de restauración ecológica, es un nuevo ecosistema
con sus propios mecanismos de supervivencia frente a los elementos de la naturaleza.
Este ecosistema ahora presenta un estado nuevo estructural y funcional, diferente al
estado inicial antes del paso de perturbación. Este estado es compatible con las
condiciones bióticas y abióticas actuales. Es todo un nuevo concepto que se llama:
“Novel ecosystems”; presentándose en un tipo de ecosistemas nuevamente creados por
causa del uso histórico y las diferentes perturbaciones interceptadas por dichos
ecosistemas. Además, es una forma de adaptación al cambio ocurrido en las condiciones
bioclimáticas y a las intervenciones humanas de restauración, dando nuevos escenarios
de estructura y función a estos nuevos ecosistemas creados.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
325
Actualmente, en la naturaleza podemos ver la creación de nuevos ecosistemas, gracias
al impacto que hemos provocado, aunque les aplicamos restauraciones, rehabilitaciones
o correcciones pero en la mayoría de los casos no es prácticamente posible hacer
recuperar el estado inicial e histórico de los ecosistemas antes de ser perturbados
(Hobbs et al., 2013). La naturaleza tiene sus propios mecanismos para existir y
prosperar, creando sus procesos de adaptación específicos a cualquier elemento, sea
antropogénico o de la propia naturaleza y adoptará nuevas formas, nuevos estados de
vegetación, nuevos procesos de suelo para seguir existiendo aunque con otra estructura
y función nuevos.
8.4.4. Efecto dela recuperación de la vegetación sobre la conservación de los
suelos
Uno de los objetivos principales de este proyecto de demostración, para la restauración
de zonas áridas y degradadas del sureste del Mediterráneo, es la preservación de los
suelos y su protección contra los procesos de degradación. Para ello, a lo largo del
periodo de monitoreo del proyecto piloto, implementado en la cuenca hidrográfica de
Albatera, se evaluaron las tasas de erosión del suelo en toda la cuenca. Esta evaluación
se realizó de una forma casi sincrónica a la estimación de las tasas de recubrimiento de
la vegetación; totales y categóricas. La elaboración de la gráfica de correlación, entre las
tasas de erosión de suelo y el área vegetal total, dieron resultados optimistas, reflejando
la relación proporcional inversa que existe entre el área vegetal total (m2) y las tasas de
pérdida de suelo (mm).En el muestreo de 2006 se registraron pérdidas de suelo con un
promedio de (2,39 mm ± 1,57) sobre un área vegetal total en la cuenca hidrológica del
orden de 80 m2. A inicios del año 2007 se empezó a notar un aumento considerable en
el área vegetal, alcanzando una superficie de 160 m2 mientras se registró una tasa de
erosión del suelo de (0,65 mm ± 1,70). En el muestreo de 2008 se neutralizaron las
pérdidas de suelo registrando unas tasas de (-0,03mm ± 1,17) acompañados de unos
recubrimientos totales de 158 m2. En el último año de seguimiento de la tasas de
pérdida de suelo (2009) se registraron ganancias en la masa de suelo, marcando un
aumento en la altura media de suelo alrededor de los clavos de erosión, alcanzando un
promedio (2,97mm ± 1,69).
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
326
En los dos puntos anteriores de esta discusión se trató la recuperación de la componente
vegetal del ecosistema en restauración, contrastando las mejoras en la estructura
horizontal y vertical de la vegetación. Este aumento en los recubrimientos totales y
categóricos de la vegetación se traduce en el aumento del área vegetal (m2). En esta
evaluación del efecto de la vegetación sobre la conservación de suelos, se calcularon los
promedios del área vegetal (m2) a lo largo de los transectos de vegetación realizados. El
área de la vegetación interceptada con el suelo es la variable responsable que brinda la
protección a la superficie de suelo contra los agentes de erosión. Esta variable
representa el factor de la cubierta vegetal responsable sobre la protección al suelo.
El seguimiento de las tasas de pérdida de suelos (mm) y el área vegetal (m2) dio a
elaborar la relación entre las dos variables mostradas en la figura (8.10). Desde esta
gráfica se puede considerar que una tasa del área vegetal del orden de 158 m2es el
umbral de recubrimiento que proporciona una protección a los suelos contra la erosión
en estas condiciones de sustrato y clima mediterráneo. En este intervalo de
recubrimiento vegetal se neutralizaron las pérdidas de suelo. Por encima de este umbral
se registraron ganancias de la masa de suelo, aunque por debajo de él se registraron
pérdidas de suelo. García Cano et al. (1988), en su estudio de los umbrales de
recubrimiento y de la de captación de la superficie de suelo en los campos abandonados,
definieron el umbral de degradación del suelo, constatando que una pérdida por erosión
de una altura de suelo del orden de 40 cm es un grado irreversible de degradación de
suelo.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
327
Figura 8.10. Diagrama explicativo de la relación Área vegetal total (m2) y tasas de erosión de lavegetación (mm)
8.4.5. Tendencias de restaurabilidad del matorral disperso tras las obras de
repoblación forestal y de la restauración ecológica
A la hora de comprender las pautas de la dinámica del matorral disperso, tras las obras
de reforestación y restauración ecológica, nos encontramos ante un enfrentamiento
inevitable entre los dos puntos de vista hacia la dinámica de la vegetación y la sucesión
secundaria tras la perturbación. Estas dos concepciones diferentes son la de Clement
(1916a) y la de Gleason (1926). Otra vez en este estudio de la dinámica y evolución de
las poblaciones forestales en el semiárido mediterráneo se ha chocado con dicha
polémica entre las dos escuelas citadas: El holismo y el individualismo. La evolución
clemenciana lineal define al ecosistema como un superorganismo de individuos. Estos
individuos tienen las mismas características y se comportan como grupos de especies,
definiendo fronteras entre las diferentes comunidades vegetales, mientras, la evolución
del ecosistema, según Gleason, es de reduccionismo, donde se aprecia el
comportamiento individual de las especies, eliminando fronteras entre las comunidades.
Bajo esta perspectiva del individualismo de Gleason se elaboraron los mapas de
distribución espacial de la vegetación a lo largo de un gradiente de pendiente. Por
consiguiente, en la visión clemenciana delas comunidades vegetales existen ecotonos
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
2005 2006 2007 2008 2009
Periodo de seguimiento (años).
Tasa
s de
ero
sión
de
suel
o(m
m).
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Are
a ve
geta
l tot
al (m
2).
Erosión (mm)area vegetal (m2)
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
328
entre ellas, mientras que en la visión de Gleason no hay ecotonos entre comunidades de
la vegetación.
Desde entonces aparece otra controversia científica en la ecología de la perturbación,
entre la visión clásica y la visión moderna dela ecología de restauración ecológica. En el
último siglo, muchos trabajos documentaron cómo las comunidades de vegetación y los
ecosistemas cambiarían su respuesta a la perturbación (Hobbs y Suding,2009), ya que
en los estudios de modelización de la dinámica de ecosistemas perturbados existen dos
concepciones: la primera concepción clásica, que ha sido utilizada para guiar la
restauración de los ecosistemas perturbados, ha sido el gradual cambio a lo largo de un
continuum (Clements, 1916a; Odum, 1969; Picket and McDonnell, 1989), que es
similar a la sucesión de la vegetación hacia un único clímax. Uno de los modelos más
famosos que apoya esta concepción es el de Bradshaw (1984), que define la
recuperación del sistema perturbado en una trayectoria lineal hacia un único objetivo
(Target). Este tipo de modelos lineales implica la posibilidad de predecir, controlar y
quizá acelerar la recuperación del ecosistema tras el paso de la perturbación (Bradsaw,
1987; Luken, 1990; Dobson et al., 1997). Además, llega a asumir que el ecosistema
llegará a un estado clímax que se considera como el punto final de la restauración. Esta
concepción clásica de la restauración de los ecosistemas perturbados ha hecho extender
la idea de que el hecho que podemos predecir y guiar los cambios de sistema en
restauración, lo que podría dar a entender que la restauración siempre sigue una
trayectoria simple y no realista en muchos casos (Lindig-Cisneros et al., 2003; Suding
et al., 2004; Young et al., 2005; King and Hobbs, 2006).
La otra concepción más reciente de la dinámica de restauración de ecosistemas es
“Continuum Approach”, que asume que los ecosistemas perturbados tienden a seguir
una dinámica gradual continua en unos modelos que incorporan trayectorias
alternativas, umbrales y estocasticidad. Esta concepción ha levantado el interés de
muchos investigadores, gracias a su potencial de sinergia en los modelos de la dinámica
de ecosistemas tras la perturbación (Chapin et al., 2004; Mayer y Rietkerk, 2004;
Suding et al., 2004; Bestelmeyer, 2006; Briske et al., 2006; Groffman et al., 2006; King
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
329
y Hobbs; 2006). Últimamente, los investigadores que estudian los modelos de dinámica
de ecosistemas están revindicando que la dinámica de los ecosistemas que han sido
interrumpidos con una perturbación puede ser compleja y no lineal, incluso podría no
ser predecible (Wallington et al., 2005). Aunque, en realidad, esta concepción moderna
de que el ecosistema podría recuperarse hacia estados alternativos, en vez de un único
estado clímax, ha sido propuesta por primera vez por Lewontin (1969). Por
consiguiente, este tipo de modelos predicen la dinámica de umbrales con un cambio
ligero en las condiciones bioclimáticas, causando cambios bruscos en la función y
estructura del ecosistema, porque, realmente, en condiciones similares del sistema se
puede tener múltiples estadios dependiendo de la reacción (feedbaks) del ecosistema a
estos cambios bruscos. Esto hace que los estadios del ecosistema en restauración serán
diferentes a la trayectoria trazada por la misma para llegar al estado original antes de la
perturbación, llevando el ecosistema a un colapso irreversible (Sutherland, 1974;
Connell and Sousa, 1983; Grover y Lawton, 1994). Teóricamente pueden existir varios
estados alternativos estables del ecosistema en restauración, probándose empíricamente
que es muy difícil verificarla existencia de estados alternativos de equilibrio del
ecosistema (Petraitis y Latham, 1999).
En el presente estudio de seguimiento de la restauración ecológica, implementada en la
cuenca hidrográfica de Albatera, se ha podido probar una recuperación del ecosistema
tras las obras de reforestación y restauración ecológica. La recuperación ha seguido una
trayectoria lineal en cuanto a la función y estructura, dando inercias ascendentes en el
recubrimiento vegetal total y por estrato de vegetación, acompañado con una reducción
de las tasas de pérdida del suelo por erosión. La mejora en la función del ecosistema ha
sido probada a raíz de las tendencias crecientes en los índices de funcionamiento del
ecosistema: Estabilidad, infiltración y reciclado de nutrientes.
El caso de restauración ecológica, establecido en el área piloto de las zonas degradadas
del semiárido mediterráneo, ha mostrado otras posibilidades que podrían existir en la
naturaleza de la dinámica de un sistema ecológico en restauración. Este tipo de
ecosistemas, intensivamente explotado en el pasado por las prácticas de agricultura y
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
330
ganadería, además del incipiente abandono de dichas tierras, ha dejado el sistema en un
estado de degradación, con una amplitud bastante notable sobre el ecosistema original
antes de la perturbación. Este historial de uso y abandono, junto con las condiciones
bioclimáticas muy limitantes, dejaron el sistema ecológico con un potencial muy bajo
de regeneración de la vegetación y de fertilidad de suelos. El conjunto de las
condiciones presentes, tras la larga e intensiva perturbación, no hizo fácil la
recuperación del ecosistema a pesar de los esfuerzos de restauración implementados en
esta área piloto.
Así, tras el seguimiento de la recuperación de este ecosistema en estructura y
funcionalidad, se llegó a examinar este nuevo tipo de Pautas: “Novel Ecosystems” que
ha sido observado por otros autores en otros ecosistemas naturales. Los ecosistemas
nuevos son sistemas que han sido perturbados y posteriormente han adoptado nuevos
patrones de cambio en la comunidad vegetal (Walker y del Moral, 2003).
Los autores de este concepto de “Novelty of Ecosystems” (Hobbs et al., 2013) han
descrito las 3 etapas de cambio en el ecosistema desde el ecosistema protegido,
ecosistema alterado y luego ecosistema restaurado, dando a entender que la última fase
del gradiente de cambio es el ecosistema nuevo (Novel Ecosystem). Hallett et al. (2013)
reformularon este proceso hacia la novedad de los ecosistemas en tres estadios de
cambio: el estado Histórico del ecosistema, seguido por el estado Híbrido y llegando
hacia un estado Nuevo del ecosistema. En este modelo conceptual de Hallet et al. (2013)
se acepta la transición desde un estado histórico a un estado híbrido, además de la
transición reversible hacia el estado histórico porque todavía existe esta posibilidad de
reversibilidad hacia el sistema originario (histórico). Sin embargo, cuando el ecosistema
llega al estadio Nuevo no es prácticamente posible volver al estado Histórico. Kueffer et
al. (2009) reafirmó este modelo de transición a partir de la idea principal de Hobbs et al.
(2009), creando un esquema de las posibles vías de cambio (patways of change) en el
ecosistema desde el cambio en el uso de suelos hacia el abandono y luego el ecosistema
Nuevo, debido a la aplicación de la restauración clásica. En este modelo conceptual de
Kueffer et al. (2009) se tuvo en cuenta el efecto del cambio climático y la consiguiente
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
331
invasión de la vegetación, dando 4 estadios en el proceso de cambios del ecosistema:
Histórico, Uso de suelos, Restaurado, Nuevo.
En el presente proyecto piloto se establecen prácticamente 4 estadios en el cambio de la
estructura y funcionalidad del ecosistema objetivo de estudio: Ecosistema Histórico,
Ecosistema en uso agrícola, Ecosistema restaurado convencionalmente, Ecosistema
Nuevo.
Figura 8.11. Nuevos ecosistemas son el resultado de los cambios en las condiciones bióticas (y/=o)
abióticas, además de la intervención humana. Hobbs et al. (2009).
De allí viene el concepto de la restaurabilidad, que se define como la capacidad de un
sistema para ser restaurado. Dependiendo de hasta qué punto podría llegar un
ecosistema a recuperar su estado principal, antes de ser perturbado, resultaría más
susceptible o no de ser restaurado. Obviamente, dependerá también de otros factores
bióticos y abióticos que hagan posible o no la recuperación del sistema. Añadiendo
también la velocidad de recuperación o el tiempo necesario para que los procesos
estructurales y funcionales del sistema acaben volviendo al estado inicial.
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
332
8.5. Conclusiones
El reclutamiento de los ecosistemas mediterráneos semiáridos es un proceso muy lento
debido a la baja capacidad de regeneración y la vulnerabilidad de sus suelos frente a los
agentes de degradación, contando con unas condiciones climáticas de escasez de
precipitaciones y de larga duración del periodo seco. Sin embargo, dichos ecosistemas
se reconocen por su alta resiliencia frente a las perturbaciones naturales, habitualmente
presentes en el Mediterráneo como el incendio y la sequía.
No obstante, la dinámica de vegetación de un matorral mediterráneo es un proceso
evolutivo lento, y los estadios de vegetación son poco transitables, ya que las
condiciones climáticas no favorecen dicho proceso de reclutamiento hacia los estratos
más superiores que los ya existentes. La presencia de precipitaciones eficaces, en
término de intensidad y distribución, con las temperaturas favorables, podrán mantener
dicho ecosistema e incluso aumentar el recubrimiento vegetal total o especifico,
favoreciendo el establecimiento dominante por parte de las especies menos exigentes en
cuanto a las condiciones bioclimáticas.
Tras la implementación de los esfuerzos de reforestación y restauración ecológica se
incrementaron los recubrimientos de los diferentes grupos funcionales a costa de una
disminución del suelo desnudo. Esta reanudación, provocada por la intervención
restauradora, se observó a corto plazo, después se estabilizaron los recubrimientos
correspondientes a cada grupo funcional, liderado por el grupo: Herbáceas perennes
(PG), seguido por el sub-herbáceo (SS), y después por el arbóreo (T), el Arbustivo (S) y
por último el grupo funcional Mixto (MIXT). Esta estabilización es una respuesta del
ecosistema a la intervención implementada y a las condiciones bioclimáticas presentes,
llamándola: auto-estagnación del ecosistema.
La predicción de la dinámica poblacional del matorral mediterráneo disperso, mediante
el modelo “Proc”, refleja otra vez el fenómeno de histéresis que sigue el ecosistema en
Capitulo 8: Dinámica espacial de la vegetación después de la ejecución del proyecto dereforestación. El efecto del patrón de nucleación de la vegetación en la sucesión segundaria de
la vegetación del ecosistema en restauración.
333
restauración a largo plazo. Esta respuesta también existe en la naturaleza, incluso tras la
aplicación de tratamientos de restauración ecológica. El uso agrícola histórico intensivo,
el abandono y las posteriores intervenciones de los gestores forestales, dieron lugar a
este tipo de ecosistemas que difícilmente podría recuperar su estado histórico a menos
que los parámetros cambiasen a su favor.
Conclusiones generales, lecciones y perspectivas futuras de investigación.
330
III. Conclusiones Generales
Desde que la ONU consideró la prioridad para luchar contra la desertificación, se
implementaron muchos esfuerzos en los programas de restauración de los ecosistemas
perturbados a fin de luchar contra el fenómeno de la desertificación de tierras.
Los incendios forestales de alta frecuencia y recurrencia, junto a los cambios de uso de
suelo seguido por el abandono de tierras, han sido las causas principales de los procesos
de degradación de los ecosistemas terrestres naturales.
Los gestores forestales aplicaron, desde entonces, tecnologías de restauración pasiva
con el mismo fin de promover la recuperación de la vegetación y la protección de suelos
en los ecosistemas perturbados. Hoy en día se considera un nuevo concepto de la
restauración de dichos ecosistemas tras ser afectados por cambios (shifts), tratando de
restaurar su estructura y función con el objetivo de lograr un ecosistema restaurado y
adaptado a las condiciones bioclimáticas post restauración.
En el seguimiento y evaluación de la estructura y funcionamiento de los ecosistemas
perturbados se crearon modelos de diagnóstico de los estados del ecosistema, los
procesos de transición y la proyección de las trayectorias futuras en la estructura y el
funcionamiento del ecosistema.
Estas pautas de estructura y composición de la vegetación y los procesos funcionales de
los suelos han podido identificar el estado de salud de un ecosistema y su ritmo de
recuperación tras ser afectado por una perturbación natural o antropogénica. Además,
han podido dibujar su respuesta natural definiendo su grado de resiliencia para
autorecuperarse, o bien su grado de restaurabilidad, evaluando su comportamiento tras
la implementación de las acciones de restauración ecológica.
Conclusiones generales, lecciones y perspectivas futuras de investigación.
335
Los modelos de la dinámica y funcionamiento de ecosistemas son herramientas muy
cruciales en el dominio de la restauración de ecosistemas degradados y de la ordenación
del territorio. Estos modelos permiten evaluar el estado funcional del ecosistema
degradado, definiendo si son susceptibles de recuperarse sin la ayuda y la intervención
de los gestores o bien se requieren esfuerzos de restauración ecológica para lograrlo.
El caso de restauración de emergencia, tras el paso del fuego por el pinar mediterráneo,
ha sido un estudio de caso que arrojó luz sobre los tratamientos más eficientes en estos
ámbitos para recuperar la cubierta vegetal tras el incendio y proteger los suelos
propensos a ser erosionados tras la eliminación de la vegetación causada por el fuego.
La aplicación del modelo LFA, como método de evaluación, ha sido muy práctico y
eficiente para seguir los estados de recuperación del sistema incendiado con o sin
intervención de la restauración post fuego. La elaboración de los modelos empíricos de
predicción de la estructura de vegetación en recubrimiento y composición (específica y
funcional), además de la predicción de los índices de funcionamiento del suelo fueron
los indicadores ideales y la herramienta idónea para predecir las trayectorias de
recuperación, los estados de transición, proyectando las trayectorias de recuperación del
sistema incendiado en las condiciones del Mediterráneo. En definitiva, el método LFA
pudo medir la efectividad de los tratamientos de restauración post incendio y su efecto
en la recuperación del ecosistema restaurado.
El proyecto de demostración de restauración de los terrenos abandonados y de lucha
contra la desertificación, en el semiárido mediterráneo, ha sido el diseño más innovador
en materia de aplicación de la nuevas tecnologías de reforestación del monte
mediterráneo degradado y de las técnicas de restauración ecológica que potencian el
acopio de agua y nutrientes para el establecimiento de la planta, además de la alta
tecnología de producción y fortalecimiento de la planta en vivero antes de ser plantada
en situ.
La adopción de la metodología LFA en este proyecto piloto ha sido también el soporte
práctico de evaluación de la dinámica de recuperación del matorral disperso
mediterráneo, tras la aplicación de las acciones de reforestación y restauración
Conclusiones generales, lecciones y perspectivas futuras de investigación.
336
ecológica. Este seguimiento ha podido evaluar la estructura de la vegetación y la
función de los suelos, elaborando la trayectoria total de restaurabilidad de este tipo de
ecosistemas. El mismo método pudo evaluar la eficiencia de las acciones aplicadas en el
proyecto piloto de restauración y el éxito de toda la estrategia de restauración adoptada
en este ámbito.
El uso de esta metodología y la base de datos de seguimiento de la vegetación y suelos
durante el periodo de seguimiento, se consideran como un protocolo a seguir en casos
de restauración ecológica en circunstancias y condiciones similares. Los modelos
podrían resultar muy útiles en la disciplina de la restauración ecológica. Esta
modelización nos ayuda a determinar la capacidad de recuperación del ecosistema sin
ayuda y las exigencias para una restauración activa. Por otra parte, los seguimientos
realizados, tras la aplicación de los esfuerzos de la restauración ecológica, son la
herramienta de diagnóstico que nos ayuda a entender cómo, cuándo y dónde hay que
intervenir para corregir y rehabilitar el sistema monitoreado.
Al reunir los aspectos prácticos de la restauración de ecosistemas degradados con los
aspectos teóricos de modelización, creando este legado entre ambos aspectos, se ha
dado un salto exponencial en la nueva concepción de la disciplina de la restauración
ecológica moderna. Esto prueba la utilidad de proyectos de restauración piloto
ensayados y diseñados para sacar conclusiones sobre las etapas de ejecución de un
proyecto de restauración, según las condiciones intrínsecas de cada caso de
perturbación. Estos proyectos de demostración ensayan las técnicas de manejo más
idóneas y las estrategias de restauración, incluyendo las especies vegetales a introducir
y los tratamientos a utilizar con el propósito de promover la recuperación del ecosistema
restaurado.
A pesar de toda intención conservadora por parte del ser humano y el deseo de los
gestores de los ecosistemas terrestres perturbados en fomentar la recuperación de los
estados históricos, se hace prácticamente imposible lograr este objetivo, debido a
muchos factores que han ido reuniéndose a lo largo de la dinámica de estos ecosistemas,
principalmente el uso histórico y las perturbaciones que acompañaron a lo largo del
Conclusiones generales, lecciones y perspectivas futuras de investigación.
337
tiempo, además de los cambios en factores del clima, lo que hace difícil que una
intervención restauradora podría llevar el sistema hacia su estado principal antes de que
todos estos cambios ocurrieran. Lo que sí es posible y razonable que las intervenciones
en restauración ecológica ayuden a llevar el sistema perturbado a lograr un equilibrio en
estructura y función con las nuevas variables bióticas y abióticas post-perturbación.
El clima está cambiando y los periodos de crecimiento de las plantas cambian, lo que
hace que cambie la forma de afrontar las oscilaciones en las temperaturas y lluvias, la
duración del periodo seco, creando nuevas formas de adaptación, de vida y de
agrupación (nucleación) de la vegetación, dando lugar al establecimiento de nuevas
pautas de la dinámica de vegetación hacia estados nuevos de la comunidad vegetal
resultado de todos los cambios en el historial de los ecosistemas originarios, creando
con todo ello “ecosistemas noveles”.
IV. Lecciones, perspectivas y consideraciones futuras deinvestigación
En futuros trabajos de investigación sería de gran relevancia evaluar otros indicadores
que puedan ser signos de recuperación del ecosistema. El seguimiento de los
indicadores de la componente vegetal y la componente edáfica del sistema alterado sería
más completo si se evaluara la componente faunística del ecosistema. Existen otros
indicadores de elevada importancia que puedan aportar información válida a la hora de
evaluar la recuperación del ecosistema, como el indicador de la diversidad funcional
de líquenes (Liquens Diversity Index) en los ecosistemas en donde hayan arboles
leñosos y las condiciones ambientales de temperatura y humedad que favorezcan el
desarrollo de líquenes. Además, el indicador de diversidad funcional de la costra
biológica (Biological Crusts Index), ya que se pudo observar la presencia de esta costra
biológica en el matorral disperso zona piloto del proyecto de restauración (ver apéndice:
Imagen 3). Siempre se puede integrar más indicadores de diagnóstico del proceso de
recuperación de la salud del ecosistema en restauración, dando ejemplos ilustres en la
misma zona de estudio: “Albatera” como la presencia de lombrices del género: Eisenia
(ver apéndice: Imagen 1). Sin duda, el aumento de las poblaciones de estos
invertebrados es un signo de la actividad de la mesofauna del suelo en la
Conclusiones generales, lecciones y perspectivas futuras de investigación.
338
descomposición de la materia orgánica en el suelo, y su estudio podría contribuir en la
evaluación del funcionamiento de la componente suelo. Generalmente, se podría
plantear un seguimiento de la fauna (aves, roedores, etc.) del ecosistema en proceso de
restauración ya que forman un papel clave en la recuperación de su equilibrio dinámico.
Otra consideración futura en el ámbito de la evaluación y monitoreo de los proyectos de
restauración ecológica sería la integración de la acción participativa de la población,
enriqueciendo los proyectos con la opinión local a la hora de la toma de decisiones
respecto a las acciones idóneas y requeridas para restaurar el sistema perturbado. La
evaluación correcta y más completa, a largo plazo, integraría la percepción social y
cultural. Evidentemente, el proyecto de lucha contra la desertificación implementado en
la zona degradada de Albatera, está incluido en una base de datos del proyecto Europeo:
“Reaction” que engloba otros proyectos pilotos de los países del Mediterráneo: Italia,
Grecia, Portugal y Francia. En la base de datos establecida para este proyecto sí que se
incorporó una evaluación socio-económica de los proyectos de demostración llevados a
cabo en cada país.
La acción de restaurar un sistema determinado queda condicionalmente ligada a la
concepción del restaurador y su forma de ver el sistema protegido, alterado o
restaurado. Esta visión de un sistema restaurado podría ser muy diferente según el
origen y el grado de percepción socio-económica. Esto lleva a considerar la definición
clara de los contextos y objetivos de la restauración antes de abordar cualquier
estrategia de restauración ecológica. Por ello, se propone también incluir otro indicador
de evaluación de los proyectos de restauración ecológica: el índice de desarrollo
humano (Human developpment Index) que refleja la calidad de bienestar de la
población local que frecuenta estas áreas en restauración, que se encuentra afectada por
las acciones de restauración ejecutadas.
Sería erróneo intentar forzar la recuperación de las pautas históricas de los ecosistemas
alterados mediante esfuerzos de restauración convencional. Lo que sí se podría
conseguir mediante la intervención humana restauradora es acelerar la recuperación del
ecosistema degradado. Por ello, la existencia de estos ecosistemas noveles (novel
ecosystems) dio lugar a la creación de nuevos modelos de dinámica de ecosistemas.
Estas nuevas pautas de dinámica de los ecosistemas áridos y semiáridos degradados se
ajustan con las actuales condiciones bióticas y abióticas resultantes del fenómeno del
cambio climático y del nuevo modelo socio-económico de gestión de estas áreas.
Conclusiones generales, lecciones y perspectivas futuras de investigación.
339
El proyecto de demostración de lucha contra la desertificación en el sureste de España
ha sido una gran aportación científica al estudio de nuevas concepciones de restauración
de ámbitos semiáridos de la cuenca del Mediterráneo tras el uso agrícola intensivo y el
incipiente abandono de tierras. Las conclusiones destacadas servirán como soporte de
información eficaz a la hora de la toma de decisión en el ámbito de la restauración de
áreas amenazadas por la desertificación y que presentan las mismas restricciones
ambientales, sociales y económicas.
Conclusiones generales, lecciones y perspectivas futuras de investigación.
340
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Apéndice.
VIII. Apéndice
En este apartado se requiere explicar los pasos de la aplicación del método: Landscape
Functional Analisis (LFA), aportando las plantillas de evaluación utilizadas en el
trabajo de campo, así como la escala de los baremos de evaluación.
Principalmente, el método LFA (Land Functional Analysis) abarca 2 fases de
evaluación que se aplican sincrónicamente: la evaluación de distribución la estructura:
fuente/sumidero (source/sink) y la evaluación de los atributos superficiales del suelo.
1) Evaluación de la estructura de distribución de la vegetación
En esta fase del proceso de evaluación se analiza la distribución especial de la
vegetación, resaltando el efecto Tesela/suelo desnudo (patch/interpatch) sobre la
dinámica de los flujos de agua y los nutrientes en la superficie del suelo.
En esta etapa se aplica un transecto lineal de 50 m de longitud orientado en dirección
del movimiento de los recursos, que habitualmente se instala en la pendiente aguas
abajo (slope) con el objetivo de evaluar:
- Composición y estructura de la vegetación: las especies y los grupos funcionales.
Cuando se instala dicho transecto de vegetación hacia aguas abajo, cruza todos las
teselas (patches) y obstáculos que obstruyen el flujo de agua y nutrientes (patch, SDB:
Standing died Biomass, Log). En este transecto, se mide la longitud y anchura de las
teselas (patches) y suelo desnudo (fetches), definiendo la distribución espacial y
cobertura de la vegetación, además de la estructura: Fuente/ Sumidero (source/sink) en
la superficie del suelo.
Esta caracterización de la estructura de distribución de la vegetación y la estructura
espacial mosaico (patch/interpatch) se rellena in la siguiente plantilla de la hoja Excel:
Apéndice.
Transecto: U1
Distancia(m)
AnchuraPatch(cm)
IdentificaciónPatch/ Interpatch
00,4 Sub Shrub0,7 84 LOG
0,83 Bare soil1 30 Sub Shrub
2,1 Bare soil2,3 110 Tree2,5 Bare Soil3,3 58 Sink of Plantation3,9 Bare Soil4,2 27 Shrub5,8 Bare Soil6,1 50 Sub Shrub6,4 Bare Soil6,8 90 Mixt7,5 Bare Soil
7,75 60 Sub Shrub8,8 Bare Soil
8,88 17 Sub Shrub9,1 Bare Soil9,2 30 Sub Shrub10 Bare Soil
10,4 60Standing DiedBiomass
10,75 Bare Soil10,86 17 Sub Shrub11,26 Bare Soil11,36 20 Sub Shrub
11,7 Bare Soil12 40 Tree
12,8 Bare Soil
Table 1: Worksheet excel page which collects the data of vegetation structure distribution(patch/interpatch) on the soil surface along a line transect. Source: Indicators of ecosystemRehabilitation Success. Stage two – verification of EFA Indicators.Final Report. (Tongway yHindley, 2003).
2) Evaluación de las propiedades de la superficie del suelo:
En esta etapa de la evaluación, se ponderan los atributos superficiales del suelo,
basándose sobre 11 indicadores del suelo:
Apéndice.
- Proporción del recubrimiento del suelo incluyendo la pedregosidad (>2cm de
diámetro), la cobertura vegetal proporcionada por la vegetación perenne hasta la altura
de 0.5m, y las ramas vegetales de más de 1cm de diámetro.
- Proporción del recubrimiento del suelo solo por las leñosas, incluyendo recubrimiento
basal y del dosel.
- Proporción del recubrimiento por la hojarasca, su origen y grado de incorporación
- proporción del recubrimiento por criptógamas
- Grado de agrietamiento del suelo
- Grado de erosión del suelo, tipo y severidad.
- Proporción de los materiales depositados.
- Clase de micro topografía dominante del suelo
- Grado de resistencia del suelo a las perturbaciones mecánicas
- Grado de resistencia del suelo a la desagregación en el agua.
- Textura del suelo.
La escala de evaluación de los atributos superficiales del suelo durante la evaluación in
situ en el campo ha siguiendo este baremo:
1 2 3 4TEXTURA SUELO
Recubrimiento suelo: Ramas (>1cm diámetro) y Dosel (< 0,5 altura) y Rocas (2cm tamaño)
RECUBR. SUELO(SIN H)
1:<1% 2:1-15% 3:15-30% 4:30-50% 5:>50%
(Incluir pedregosidad y ramas)
RECUBRIMLEÑOSAS
1:<10% 2:1-10% 3:10-20% 4:>20%
(Herbáceas y dosel <0,5m altura)
Hojarasca: (Litter, Fragments, Humus)
Recubrimeinto 1:< 10% 2: 10-25% 3: 25-50% 4: 50-75% 5: >75% 6: 100%
Origen T: Transportada L: Local
Grado deIncorporación
N: Nil S: Slight M: Moderate E: ExtensiveIntimo contacto conel suelo
Suelo un pocooscurecido
Se distinguenclaramente distintascapas en el suelo
Apéndice.
RecubCriptógamas
0: sin costra 1:1<1% 2: 1-10% 3: 10-50% 4:>50%
Solo cuando hay > 25% de costra física.Agrietamientosuelo
0: Sin costra(<25 % decostra)
1: muyagrietado
2: Moderagrietado
3: Pocoagrietado
4: > 50%
Erosión:
Tipo No erosión Reguero Pedestal: Terraza Laminar
Severidad 4: insignificante 3: Poco severa 2: Severa 1: Muy severa
Deposición: Piedra y hojarasca < 2 cm.
Deposición 1: 50 % 2: 20-50% 3: 5-20% 4: 0-5 %
Microtopografía 1: suave 2: Depr.superficial
3: peqdepresiones
4:depresionesmarcadas
5:depresionesprofund
3-8 mm 8-25 mm 25 – 100 mm > 100 mm
Compactación 1: sueloblando (hasta2 nudillo deldedo)
2: Hasta el 1nudillo deldedo
3: Boli 4: Piezametal
5: flexible.
Slake test 1: muy inestable 2: inestable 3: moder estable 4: muy estableIncluso despuésde 5 mn en agua
Tabla 2: Escala de los niveles e intervalos of indicador del suelo utilizada en la evaluación in situ en
el campo. (Fuente: Manual for soil condition assessment of tropical grasslands (Tongway y Hindley,
1995)).
Se evalúan los atributos superficiales del suelo siguiendo los 11 indicadores
mencionados arriba en la tabla (2). Los datos colectados se introducirán en la hoja de
trabajo ilustrada abajo en la tabla (3), ponderando los siguientes indicadores de la
superficie del suelo:
Recubrimiento del suelo (1-5): se evalúa el recubrimiento del suelo con el método de
los puntos interceptados, utilizando un cuadro (0,5 x 0,5m), que se lanza al azara lo
Apéndice.
largo del transecto de vegetación. La distancia entre los puntos es de 10 cm en cada lado
del cuadro, lo que hace 25 puntos interceptados. La evaluación del recubrimiento del
suelo se replica 3 veces a lo largo del transecto.
Herbáceas perennes locales, y recubrimiento del dosel (1-4): se estima la proporción
de las herbáceas perennes y el recubrimiento del dosel de la vegetación en el cuadro.
Hojarasca: recubrimiento, origen e incorporación (1-10): se define los componentes
de la hojarasca y su grado de descomposición en el suelo.
Recubrimiento de criptógamas (1-4): se estima la proporción de la costra
microbiológica en el suelo.
Agrietamiento de la costra física (1-4): se evalúa el grado de agrietamiento de la
costra física del suelo.
Erosión; tipo y severidad (1-4): se determina el tipo de erosión del suelo y su
severidad.
Materiales depositados (1-4): Se mide la cantidad de los materiales depositados sobre
la superficie del suelo.
Microtopografía del suelo (1-5): Se evalúa la microtopografía de la superficie del
suelo.
Compactación del suelo (5-1): Se evalúa el grado de la resistencia del suelo a ser
perturbado.
Slake text (1-4): Determina el grado por el cual las partículas del suelo se quedan
agregados resistiendo a la fuerza de ser desagregados por el agua.
Textura del suelo (1-4): Se determina la proporción de las arcillas, limos y arenas en el
suelo.
Apéndice.
Ponderaciones de los atributos del suelo.
Fecha: 20/01/04Observador: Haroun/IssamZona: Vertiente: 1.
Característicasdel suelo Ponderaciones de los atributos de la superficie del sueloIdentificación dela Zona
S2 S4 S7 S9 C2 C4 C7 C9 M2 M4 M7 M9 SM2 SM4 SM7 SM9
Cubrimiento delsuelo (1-5)
3 4 2 5 5 2 2 2 3 3 3 4 4 2 4 3
Coberturavegetal del suelo(1-4)
4 4 2 4 4 2 2 3 3 3 3 4 4 2 4 2
Hojarasca, origene incorporación(1-10)
1LS 1LS 1LS 1LS 1LN 1LN 1LN 1LN 5TE 5TE 4TE 5TE 5TE 5TE 5TE 5TE
Costra biológica(1-4)
0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Agrietamiento dela costra(1-4)
4 4 4 4 4 4 4 4 0 0 4 0 0 0 0 0
Tipo de erosión ysu severidad (1-4)
3 3 3 3 2 2 3 3 4 4 3 4 4 4 4 4
Materialesdepositados (1-4)
3 3 3 3 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4
Microtopografía(1-5)
2 2 2 2 2 3 2 2 3 1 2 2 2 2 2 2
Apéndice.
Compactación(5-1)
4 2 3 3 3 3 3 3 3 2 2 2 2 2 2 2
Estabilidad de lacostra (1-4)
4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4
Textura (1-4) 2 2 2 2 3 3 3 3 3 3 3 3 2 2 2 2
Table (3): Worksheet template to evaluate the soil surface indicators. Source: Manual for soil condition assessment of tropical grasslands (Tongway y Hindley,
1995).
Apéndices.
El método Landscape Functional Analisis (LFA) interactúa entre cada medición y
evaluación de los atributos del suelo y de la composición y estructura de la vegetación
realizada en el campo, generando los 3 índices de funcionamiento: Índice de estabilidad
del suelo, índice de infiltración de agua en el suelo, y índice de reciclado de nutrientes
en el suelo.
Introducción de los datos al soporte informático y Ejecución del modelo LFA:
Cuando se finaliza la colección de los datos de campo se procede a introducirlos en las
hojas de trabajo Excel para ejecutar las interacciones existentes entre los 11 indicadores
evaluados en el campo.
El modelo Excel calcula:
Estructura de distribución de la vegetación: definiendo el área patch y el área interpatch
(m) bajo cada grupo funcional. Además calcula el área total del patch (m2).
Atributos de la superficie del suelo: llevan a calcular los 3 índices de funcionamiento
(%) bajo cada grupo funcional, y en el suelo desnudo (Fetch). Los índices de
funcionamiento generados son:
- Índice de estabilidad del suelo: La habilidad del suelo a resistir los agentes erosivos, y
a reformarse tras las fuerzas producidas tras una perturbación.
- Índice de infiltración de agua en el suelo: Refleja sencillamente la cantidad de agua
que se puede infiltrar en el suelo.
- Índice de reciclado de nutrientes en el suelo: Presenta como es de eficiente el suelo en
reciclar la materia orgánica.
Generalmente, con estos índices de funcionamiento del suelo se describe como de
efectivo el ecosistema estudiado, y como podría regular el agua y los nutrientes a nivel
de vertiente y en una escala más allá. Entonces, puede estimar como la totalidad del
ecosistema es funcional.
A continuación abajo se insertan las hojas Excel en donde se calculan los índices
numéricos de Landscape Functional Analisis (LFA).
Apéndices.
Hoja de Excel de inicio (Start Sheet):
Landscape Function data entry V2-2 10th July 2001Changes:- Calculates Litter origin and incorporation automatically, 2. Surface resistance to erosion reversed and 1-10 scalefor infiltration index. 3. Extra landscape Indices added.
This spreadsheet (workbook) has been developed by CSIRO Sustainable Ecosystems to assistyou in entering and interpreting data collect whilst accessing your Landscape using the LFA and SSCCmethod as per Manual for assessing Soil in Tropical Grasslands. The spreadsheet is divided up into 14 sheets.
A separate workbook is used for each transect. The sheets are used in the following way for entering data
Sheet 1 Start Enter the site, location, transect, observers names and the date.Enter the identified zoneEnter the indentified patches
Note: Patches must be entered in both 'transect zone' and 'patch zone' tablesSheet 2 Summary This page is the collected data summarised.Sheet 3 LFA Enter the transect log data on this page.Sheet 4 LFA_work Calculations (no data entered here)Sheet 5-14 SSCC The assessed soil surface condition for each zone recorded.
(a separate sheet is used for each zone)Note: Litter - When litter cover is greater then 1 its
Origin and Incorporation must be entered ie 3LS. Has a minimum of1.
Note: For No data or n/a leave as zero this removes it from the calculation.
Data is entered into bold outlined boxes
Site Name Albatera
Location Solana
Transect Name S1
Observers Haroun/Issam
Date 29/07/08
Transect Zones Transect Patch Zones
Zone Code Patch Zone CodeBare Soil BS Mixt MIXTMixt MIXT Tree TTree T Shrub SShrub S SubShrub SSSubShrub SS Perenial Grass PG
Perenial Grass PGStanding DiedBiomass SDB
Standing Died Biomass SDB Log LOGLog LOG Litter L
Apéndices.
Litter L Sink of Plantation SPSink of Plantation SP
1) LFA Transect:Transect:- S1
Distance (m)Patch width
(cm) Patch/ Interpatch Identity0
0,05 BS1,8 286 SS
2,42 BS3,46 88 SS4,18 BS4,32 124 SS4,58 BS8,08 248 MIXT9,16 BS9,55 463 MIXT9,78 BS
12,53 307 MIXT13,2 BS
14,24 210 PG14,53 BS
15,5 48 SS15,72 BS
17 276 SS17,42 BS
18,4 130 SP18,85 BS
19,4 82 SDB19,7 BS
20,28 45 SDB20,4 BS
21,02 50 PG21,28 BS24,57 228 SS25,67 BS
26 40 SS27,82 BS
31 415 MIXT32,2 BS32,9 122 SS
33,25 BS33,54 30 SS34,04 BS
34,5 40 SS34,85 BS35,92 50 SS36,06 BS36,47 45 SS
38 BS38,32 55 SS38,44 BS
Apéndices.
38,72 30 SS38,95 BS39,15 30 SS40,07 BS
41 125 SS42,7 BS44,4 167 T
45,45 BS46,85 132 T47,65 90 SS
48,3 BS50 240 T
2) LFA excel sheet:
Soil Surface Condition AssessmentLocation:- Solana Transect:- S1Zone:- Bare Soil
FeaturesMaxscore Rep1 Rep 2 Rep 3 Rep 4 Rep 5 Rep 6
Soil Cover 5 3 2 3 3 3 3Per. basal / canopy cover 4 1 1 1 2 1 2Litter cover, orig & incorp. 10 1,5 1,5 1,5 3 1,5 1,5Cryptogam cover 4 0 0 0 0 0 0Crust broken-ness 4 3 4 2 4 4 4Erosion type & severity 4 3 4 3 3 3 4Deposited materials 4 3 3 3 2 3 3Soil surface roughness 5 3 4 3 2 3 2Surface resist. to disturb. 5 2 3 4 4 3 3Slake test 4 3 2 2 2 3 4Texture 4 2 2 2 2 2 2
Stability
FeaturesMaxscore Rep1 Rep 2 Rep 3 Rep 4 Rep 5 Rep 6
Soil Cover 5 3 2 3 3 3 3Litter Cover (simple) 10 1 1 1 3 1 1Cryptogam cover 4 0 0 0 0 0 0Crust broken-ness 4 3 4 2 4 4 4Erosion type & severity 4 3 4 3 3 3 4Deposited materials 4 3 3 3 2 3 3Surface resist. to disturb. 5 2 3 4 4 3 3Slake test 4 3 2 2 2 3 4Total 18 19 18 21 20 22Divide by 36 36 36 36 36 36% 50,00 52,78 50,00 58,33 55,56 61,11
Proportion 0,347 17,35 18,31 17,35 20,24 19,28 21,21
Apéndices.
Grand Total 327,8 113,7Number of Reps 6,0 6,0Mean 54,6 19,0Std Dev 4,5 1,6Std Err 1,9 0,6
Infiltration/runoff
FeaturesMaxscore Rep1 Rep 2 Rep 3 Rep 4 Rep 5 Rep 6
Per. basal / canopy cover 4 1 1 1 2 1 2Litter cover, orig & incorp. 30 0 0 0 0 0 0Soil surface roughness 5 3 4 3 2 3 2Slake test 4 3 2 2 2 3 4Texture 4 2 2 2 2 2 2Surface resist. to disturb. 10 6,6 3,3 1 1 3,3 3,3Total 15,6 12,3 9 9 12,3 13,3Divide by 27 27 27 27 27 27% 57,78 45,56 33,33 33,33 45,56 49,26
Proportion 0,347 20,05 15,81 11,57 11,57 15,81 17,09
Grand Total 264,8 91,9Number of Reps 6,0 6,0Mean 44,1 15,3Std Dev 9,5 3,3Std Err 3,9 1,3
Nutrient cycling status
FeaturesMaxscore Rep1 Rep 2 Rep 3 Rep 4 Rep 5 Rep 6
Per. basal / canopy cover 4 1 1 1 2 1 2Litter cover, orig & incorp. 30 0 0 0 0 0 0Cryptogam cover 4 0 0 0 0 0 0Soil surface roughness 5 3 4 3 2 3 2Total 4 5 4 4 4 4Divide by 9 9 9 9 9 9% 44,4 55,6 44,4 44,4 44,4 44,4
Proportion 0,347 15,4 19,3 15,4 15,4 15,4 15,4
Grand Total 277,8 96,4Number of Reps 6,0 6,0Mean 46,3 16,1Std Dev 4,5 1,6Std Err 1,9 0,6
Apéndices.
3) Charts:
001020304050607080
Zone Infiltration
00102030405060708090
Zone Stability
0010203040506070
Zone Nutrients
Apéndices.
4) LFA Summary:
Site Name Albatera
Location Solana
Transect Name S1
Date 29/07/08
Landscape
ZoneMean ZoneLength (m) %
Bare Soil 0,62 34,7Mixt 2,46 19,6Tree 1,60 9,6Shrub 0,0SubShrub 0,84 28,5Perenial Grass 0,83 3,3Standing DiedBiomass 0,57 2,3Log 0,0Litter 0,0Sink of Plantation 0,98 2,0Total 100,0
Patches
Patch zone CodeWidth(cm) No Mean
Mixt MIXT 1433 4 358,3Tree T 539 3 179,7Shrub S 0 0SubShrub SS 1707 17 100,4Perenial Grass PG 260 2 130,0Standing DiedBiomass SDB 127 2 63,5Log LOG 0 0Litter L 0 0Sink of Plantation SP 130 1 130,0
Total 4196 29 144,7
Number of Patches/10m 5,8Total Patch Area 67,1 sq. m.Patch Area Index 0,13Average Interpatch Length (m) 0,62 m
Apéndices.
5)LFA Work Sheet:
Range Interpatch length 0,1 to 1,8 m.
Soil Surface Condition Of individual ZonesZone Stability Std err Infiltration Std err Nutrients Std errBare Soil 54,6 1,9 44,1 3,9 46,3 1,9Mixt 81,4 1,3 58,6 3,8 74,1 2,3Tree 81,4 1,3 58,6 3,8 74,1 2,3Shrub 80,9 1,2 54,2 0,8 74,1 2,3SubShrub 80,6 1,0 54,6 2,3 63,0 2,3Perenial Grass 72,8 2,3 59,5 3,0 74,1 2,3Standing DiedBiomass 52,8 1,8 42,3 0,7 51,9 2,3Log 54,6 1,9 44,1 3,9 46,3 1,9Litter 69,8 0,7 54,2 0,8 70,4 2,3Sink of Plantation 66,7 1,0 51,4 2,3 77,8 0,0
Soil Surface Condition Individual zones contribution to the whole LandscapeZone Stability Std err Infiltration Std err Nutrients Std errBare Soil 19,0 0,6 15,3 1,3 16,1 0,6Mixt 16,0 0,3 11,5 0,7 14,5 0,5Tree 7,8 0,1 5,6 0,4 7,1 0,2Shrub 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0SubShrub 23,0 0,3 15,6 0,7 18,0 0,7Perenial Grass 2,4 0,1 2,0 0,1 2,5 0,1Standing DiedBiomass 1,2 0,0 1,0 0,0 1,2 0,1Log 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0Litter 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0Sink of Plantation 1,3 0,0 1,0 0,0 1,5 0,0
Total 70,7 1,1 52,0 2,5 60,8 1,6
Apéndices.
Fetch Patch Area Zone code Fetch No Mean Proportion %0,05 Bare Soil BS 17,35 28 0,62 0,35 34,701,75 5,005 Mixt MIXT 9,82 4 2,46 0,20 19,640,62 Tree T 4,8 3 1,60 0,10 9,601,04 0,9152 Shrub S 0 0 0,00 0,000,72 SubShrub SS 14,26 17 0,84 0,29 28,520,14 0,1736 Perenial Grass PG 1,66 2 0,83 0,03 3,32
0,26Standing DiedBiomass SDB 1,13 2 0,57 0,02 2,26
3,5 8,68 Log LOG 0 0 0,00 0,001,08 Litter L 0 0 0,00 0,000,39 1,8057 Sink of Plantation SP 0,98 1 0,98 0,02 1,960,23 Total 50 57 #¡DIV/0! 1 1002,75 8,44250,671,04 2,1840,29
0,97 0,4656 Patch Code Width No
MeanWidth(cm)
0,22 Mixt MIXT 1433 4 358,251,28 3,5328 Tree T 539 3 179,66670,42 Shrub S 0 00,98 1,274 SubShrub SS 1707 17 100,41180,45 Perenial Grass PG 260 2 130
0,55 0,451Standing DiedBiomass SDB 127 2 63,5
0,3 Log LOG 0 00,58 0,261 Litter L 0 00,12 Sink of Plantation SP 130 1 1300,62 0,310,26 Total 4196 293,29 7,5012
1,10,33 0,1321,823,18 13,197 Total Patch Length 32,65 m
1,2 Total Patch Width 4196 cm0,7 0,854 Total Patch Area 67,1446 sq m
0,350,29 0,087 Standard Error calculation for proportional index
0,5 Zone Stability Infiltration Nutrients0,46 0,184 Bare Soil 1,574024 3,291095 1,5740240,35 Mixt 0,64081 1,80694 1,1268951,07 0,535 Tree 0,313227 0,883229 0,5508240,14 Shrub 0 0 00,41 0,1845 SubShrub 0,708585 1,598699 1,6364071,53 Perenial Grass 0,189093 0,247479 0,190493
0,32 0,176Standing DiedBiomass 0,097255 0,038419 0,129673
0,12 Log 0 0 00,28 0,084 Litter 0 0 00,23 Sink of Plantation 0,048697 0,109869 0
Apéndices.
Indicios de recuperación de la funcionalidad del sistema en restauración. Elproyecto de demostración de restauración ecológica para combatir ladesertificación- Albatera (Sureste de España)
Aquí se aportan algunas fotografías que muestran unos signos de recuperación del
sistema de Matorral disperso establecido tras el intensivo uso agrícola en el pasado y el
posterior abandono de cultivos en la cuenca hidrográfica de Albatera. Estos signos se
observaron a lo largo de las campañas de muestreo de seguimiento de la repoblación
forestal y la aplicación del proyecto de demostración de la restauración ecológica
Imagen 1. Lombrices de tierra en la unidad ambiental umbría de la zona piloto del proyecto derestauración ecológica para combatir la desertificación- Albatera (Sureste de España).
0,2 0,06 Total 3,571691 7,975729 5,2083170,92 Number 10 10 100,93 1,1625 Standard Error 1,129468 2,522147 1,647014
1,71,7 2,839
1,051,4 1,8480,8 0,72
0,651,7 4,08-50
Apéndices.
Imagen 2. La especie: Moricandia arvensis invadiendo el plantón. Esta invasión ha sido observadaen muchos hoyos de plantación en la unidad ambiental solana en la cuenca del proyecto dedemostración de restauración ecológica para combatir la desertificación- Albatera (Sureste deEspaña).
Imagen 3. Costra biológica hallada en la unidad ambiental umbría en las periferias de la pineda.Un indicador biológico que muestra a recuperación del sistema en restauración.
Imagen 4. Madriguera de conejos en la unidad ambiental de Umbría de la zona piloto del proyectode restauración ecológica. Albatera. Alicante (Sureste de España).