evaluaciÓn de la efectividad de las acciones de restauraciÓn ecolÓgica en la recuperaciÓn de...

EVALUACIÓN DE LA EFECTIVIDAD DE LAS ACCIONES DE RESTAURACIÓN ECOLÓGICA EN

LA RECUPERACIÓN DE PROCESOS FUNCIONALES DE ECOSISTEMAS MEDITERRÁNEOS SOMETIDOS A

PERTURBACIÓN

Haroun Kribeche

http://www.ua.es/

http://www.eltallerdigital.com/

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


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


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 (%).


extraídos del Índice de infiltración (%).


extraídos del Índice de reciclado de nutrientes (%).










extraídos de los Índices de funcionamiento: Estabilidad (%), Infiltración (%) y Reciclado de

nutrientes (%).


extraídos del Índice de estabilidad (%).





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.





(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).


(desde la izquierda a la derecha) del transecto (3) de la unidad: Umbría de la zona de estudio,




(desde la izquierda a la derecha) del transecto (1) de la unidad: Terrazas de la zona de estudio,


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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


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.


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


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


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


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.


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.


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:


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.


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.


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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).


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


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).


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


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


7

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


8

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).


9

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


10

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


11

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.


12

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).


13

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.


14

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


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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


16

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.


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.

18

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.

19

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.


20

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


21

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


22

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


23

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).


24

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


25

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


26

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


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


28

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

ones

men

sual

es (

mm

)

Prec ipitación 2002

Prec ipitación 2003Prec ipitación 2004

Prec ipitación 2005


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,


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.


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


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


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


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


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


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.


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.


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


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.


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


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


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


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


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


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


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


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.


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


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


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).


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


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.


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


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


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


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


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.


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.


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:


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.


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


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,


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


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

filt

rac

ión

(%

).

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.


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

reci

claj

e d

e n

utr

ien

tes

(%).

0

20

40

60

80

100

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


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


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


2.4.2.2. Evolución del proceso de infiltración de agua en el suelo tras la


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.


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


2.4.2.3. Evolución del proceso de reciclado de nutrientes en el suelo tras la


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.


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


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


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


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


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.


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.


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


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.


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


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


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.


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


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.


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


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:


86

- 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.


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).


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


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.


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.


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.


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


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

% E

stab

ilidad

0

20

40

60

80

100

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% E

stab

ilidad

0

20

40

60

80

100

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% E

stab

ilida

d

0

20

40

60

80

100

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% In

filtra

ción

0

10

20

30

40

50

60

70

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% In

filtra

ción

0

20

40

60

80

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% R

ecic

lado

nut

rient

es

0

20

40

60

80

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% R

ecic

lado

nut

rient

es

0

20

40

60

80

Grupos Funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% In

filtra

ción

0

20

40

60

80

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% R

ecic

lado

nut

rient

es

0

20

40

60

80

Grupos Funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% E

stab

ilidad

0

20

40

60

80

100

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% In

filtra

ción

0

20

40

60

80

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUB SHRUB PGSDB

LOG

% R

ecic

lado

de

nutri

ente

s

0

20

40

60

80

100

Grupos Funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUBSHRUB PGSDB

LOG

% E

stab

ilida

d

0

20

40

60

80

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUBSHRUB PGSDB

LOG

% In

filtra

ción

0

10

20

30

40

50

60

70

Grupos funcionales

BSMIXT

TREESHRUB

SUBSHRUB PGSDB

LOG

% R

ecic

lado

de

nutri

ente

s

0

20

40

60

80


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.


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

% E

stab

ilida

d

0

20

40

60

80

100

BSMIXTTREESHRUBSUB SHRUBPGSDBLOG


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


% In

filtr

ació

n

0

20

40

60

80


Muestreo control 04

% in

filtra

ción

0

10

20

30

40

50

60



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


% R

ecic

lado

de

nutri

ente

s

0

20

40

60

80

100


Muestreo control 04

Indi

ce d

e re

cicl

ado

de n

utrie

ntes

(%)

0

20

40

60



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).


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:


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


Indi

ces

de fu

ncio

nam

ient

o de

l sue

lo.

35

40

45

50

55

60

"Estrato Mixto"

Muestreos


Indi

ces

de fu

ncio

nam

ient

o (%

)

50

55

60

65

70

75

80

85

"Pino"

Muestreos


Indi

ces

de fu

ncio

nam

ient

o de

l sue

lo (%

)

50

55

60

65

70

75

80

85 "Estrato herbaceo"

Muestreos


Indi

ces

de fu

ncio

nem

eint

o de

l sue

lo (%

)

50

55

60

65

70

75

80

"Estrato Sub Herbaceo"

Muestreos


Indi

ces

de fu

ncio

nam

ient

o de

l sue

lo (%

)

50

55

60

65

70

75

80

85

"herbaceas perrenes".

Muestreos


Indi

ces

de fu

ncio

nam

ient

o de

l sue

lo (%

)

45

50

55

60

65

70

75

80

"Necromasa en pie"

Muestreos


Indi

ces

de fu

ncio

nam

ient

o de

l sue

lo (%

)

30

35

40

45

50

55

60

"LOG"

Muestreos


Indi

ces

de fu

ncio

nam

ient

o de

l sue

lo (%

)

30

35

40

45

50

55

60


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


% E

stab

ilida

d

45

50

55

60

65

70

75

80

85

Muestreo control Julio 04

% E

stab

ilidad

55

60

65

70

75



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


% In

filtr

ació

n

40

45

50

55

60

65

70

75 Indice de infiltración en los distintos grupos funcionales del pinar no incendiado en 2004.

Muestreo control 04

Indi

ce d

e in

filtra

ción

(%)

46

48

50

52

54

56

58

60

62

64

66



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


3.4.2.2. Dinámica (tendencias) de la autosucesión del recubrimiento vegetaltotal del pinar incendiado

Muestreos


% R

ecic

lado

de

nutr

ient

es

30

40

50

60

70

80

90

Indice de reciclado de nutrientes bajo los distintos grupos funcionalesdel pinar no incendiado en 2004.

Muestreo control 04

Indi

ce d

e re

cicl

ado

de n

utri

ente

s (%

)

48

50

52

54

56

58

60

62

64

66



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

% R

ecub

rimie

nto

0

20

40

60

80

100

Proporciones (%) en grupos funcionales en el pinar no incendiado en 2004 (control)

Muestreo control Julio 04

% R

ecub

rimien

to

0

10

20

30

40

50

60

70Suelo desnudoMixtoPinoArbustivoSub arbustivoHerbaceo perenneNecromasa en pieLOG


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

ubrim

ient

o (%

)

0

20

40

60

80

100Proporciones (%) en grupos funcionales del pinar no incendiado en 2004 (control).

Muestreo control Julio 04%

Rec

ubrim

ient

o

0

10

20

30

40

50

60

70% Suelo Desnudo% Mixto% Pino% Arbustivo% Sub arbustivo% Herbaceo perenne% Necromasa en pie% Log


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


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


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.


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


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


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


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


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



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.


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.


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


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


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


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.


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


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


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


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


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


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



Coeficiente


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

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


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


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


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



Coeficiente

Núm. de retardos16151413121110987654321

AC

F pa

rcia

l

1,0

0,5

0,0

-0,5

-1,0

Indice Infiltración



Coeficiente


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.


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

acu

m e

sper

ada

1,0

0,8

0,6

0,4

0,2

0,0


Variable dependiente: Indice Reciclado


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


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


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



Coeficiente

Núm. de retardos16151413121110987654321

AC

F pa

rcia

l

1,0

0,5

0,0

-0,5

-1,0

Indice Reciclado



Coeficiente


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


Pro

b ac

um e

sper

ada

1,0

0,8

0,6

0,4

0,2

0,0


Variable dependiente: Area Vegetal


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.


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


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


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).


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)



Coeficiente

Núm. de retardos16151413121110987654321

AC

F pa

rcia

l

1,0

0,5

0,0

-0,5

-1,0

Area Vegetal (sq m)



Coeficiente


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


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

acu

m e

sper

ada

1,0

0,8

0,6

0,4

0,2

0,0


Variable dependiente: Tasa Recubrimiento


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.


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


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.


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


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



Coeficiente

Núm. de retardos16151413121110987654321

AC

F pa

rcia

l

1,0

0,5

0,0

-0,5

-1,0

Tasa Recubrimiento



Coeficiente


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


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


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.


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


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


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


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


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


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


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


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


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.


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


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


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


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


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


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


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.


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.


169


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


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


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.


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,


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


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.


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).


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.


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,


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


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).


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.


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


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.


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.


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


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


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


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.


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


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”


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.


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.


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


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.


198


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


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.


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.


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.


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


203

especies Quercus coccifera se confirma como la especie con menor crecimiento en la

unidad de terrazas.

R. lycioides

Muestreos


crec

imie

nto

en a

ltura

(cm

)

0

20

40

60

80

100

SolanaUmbriaTerrazas

P. lentiscus

Muestreos


crec

imie

nto

en a

ltura

(cm

)0

20

40

60

80

100


O. europaea

Muestreos


Cre

cim

ient

o en

altu

ra (c

m)

20

30

40

50

60

70

80

90

100


Q. coccifera

Muestreos


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


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


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.


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.


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


Perd

ida

de s

uelo

s (m

m)

-10

-8

-6

-4

-2

0

2

4

6

8

10


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).


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.


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


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


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).


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


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



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.



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.



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.


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



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.



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.



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



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



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


Indi

ce d

e es

tabi

lidad

(%)

0

20

40

60

80

100

Grupos funcionales


Indi

ce d

e es

tabi

lidad

(%)

0

20

40

60

80

100

Grupos funcionales


Indi

ce d

e Es

tabi

lidad

(%)

0

20

40

60

80

100

Grupos funcionales


Indi

ce d

e in

filtr

ació

n (%

)

0

10

20

30

40

50

60

70

Grupos funcionales.


Indi

ce d

e In

filtr

ació

n (%

).

0

10

20

30

40

50

60

70

Grupos funcionales


Indi

ce d

e in

filtr

ació

n (%

)

0

10

20

30

40

50

60

70

Grupos funcionales


Indi

ce d

e in

filtr

ació

n (%

)

0

10

20

30

40

50

60

70

Grupos funcionales


Indi

ce d

e re

cicl

ado

de n

utrie

ntes

(%)

0

20

40

60

80

Grupos funcionales


Indi

ce d

e re

cicl

ado

de n

utrie

ntes

(%).

0

20

40

60

80

100

Grupos funcionales


Indi

ce d

e re

cicl

ado

de n

utrie

ntes

0

20

40

60

80

Grupos funcionales


Indi

ce d

e re

cicl

ado

de n

utrie

ntes

0

20

40

60

80

100



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



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



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



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)


Indi

ce d

e Es

tabi

lidad

(%)

40

50

60

70

80


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



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)


Indi

ce d

e in

filtr

ació

n (%

).

0

10

20

30

40

50

60


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.



229

Muestreos (años)


Indi

ce d

e in

filtr

ació

n (%

).

20

30

40

50

60


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.



230

Muestreos (años)


Indi

ce d

e re

cicl

ado

de n

utrie

ntes

(%)

0

20

40

60

80


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.



231

Muestreos (años)


Indi

ce d

e re

cicl

ado

de n

utrie

ntes

(%).

10

20

30

40

50

60

70

80


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



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



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



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 (%).



235


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 (%).



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.



237



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 (%)


,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.



238



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.


-,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


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 (%)



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.



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 rotación: Normalización Varimax con Kaiser.La rotación ha convergido en 5 iteraciones.a.



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



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



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 (%)



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.



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 (%)


,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





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.



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 (%)


,986,958,961

-,681 ,631,711 ,701,948

,969,978

-,887

Recic_BSRecicl_MIXTRecicl_TRecicl_SRecicl_SSRecicl_PGRecicl_SDBRecicl_LOGRecicl_SP

1 2 3Componente





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



,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.



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.


extraídos del Índice de estabilidad (%).


,865 ,501,937

,918

Estab-SolanaEstab-UmbriaEstab-Terrazas

1 2 3Componente


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 (%)



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)


a La rotación ha convergido en 6 iteraciones

Componente1 2 3

Infiltración-Solana ,976

Infiltración-Umbría ,855

Infiltración-Terrazas ,904



246



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.



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




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


Matriz de componentes rotadosa,b

,994,983,962

EstabilidadInfiltraciónReciclado

1 2 3Componente



Sólo aquellos casos para los que Grupo = SP,serán utilizados en la fase de análisis.

b.



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.



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)


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).


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 (%).



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.



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:



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



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.



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



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



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


Rec

ubrim

ient

o (%

)

0

10

20

30

40

50

60

70 BSMIXTTREESSSPGSDBLOGSP



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



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.



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



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


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,


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.


264


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,


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.


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.


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


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


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


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.


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.


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.


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).


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:


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


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:


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


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


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).


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.


281




282


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


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


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


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



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



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.


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



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



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.



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.



292

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

1

2

3

4

5

6

7

8

9



293

2006

500 1000

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

1

2

3

4

5

6

7

8

9

500 1000

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000



294

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

9



295

2008


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

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

9



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

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

9



297

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

9



298

2007

500 1000

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

1

2

3

4

5

6

7

8

9

500 1000

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000



299

2008


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

2

3

4

5

6

7

8

9

500 1000

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000



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

5000

1

2

3

4

5

6

7

8

9



301

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

9



302

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

9



303

2008


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

2

3

4

5

6

7

8

9



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



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



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



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.



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.



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.



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)



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



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



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



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


1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000


1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000


1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000


1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000


1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000


1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000


1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000


1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.0000 1.00001.0000



315


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



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



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



318

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.



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



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”.



321

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



322

Muestreos (años)


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



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



324

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.



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).



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.



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)



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



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



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



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.



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



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.


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


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


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


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.


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.


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


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


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


Nutrient cycling status


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


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).

evaluaciÓn de la efectividad de las acciones de restauraciÓn ecolÓgica en la recuperaciÓn de...

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