Incendios Forestales

 

Ramon Vallejo

Alejandro Valdecantos

   Serie Folletos: B                    Número: 2 

  

Contenidos: EL FENÓMENO DE LOS INCENDIOS FORESTALES EN EL MUNDO: CAUSAS Y CONSECUENCIAS  1Los incendios en el norte del Mediterráneo    1EL PAPEL DETERMINANTE DE LOS INCENDIOS FORESTALES EN LA DESERTIFICACIÓN  2Consecuencias de los incendios en ecosistemas y los paisajes  2Consecuencias de los incendios en los suelos y el ciclo del agua  3Consecuencias de los incendios en la vegetación y la fauna  3Vulnerabilidad frente a los incendios  4EL CASO ESPECIAL DE LA INTERFAZ  URBANO‐FORESTAL  4ESTRATEGIAS PARA REDUCIR EL RIESGO DE INCENDIO, MITIGAR LAS CONSECUENCIAS DEL FUEGO Y RESTAURAR LOS BOSQUES QUEMADOS  5Establecimiento de prioridades  5Desarrollo de criterios para identificar ecosistemas vulnerables; estudio de un caso práctico: la Comunidad Valenciana en España (proyecto FIREMAP)  5Estrategias y medidas para la restauración post‐incendio de ecosistemas y la prevención de incendios; estudio de un caso práctico: la zona de Ayora (Valencia, España)  7CONCLUSIONES  9BIBLIOGRAFÍA Y LECTURAS ADICIONALES  9

 

EL FENÓMENO DE LOS INCENDIOS FORESTALES EN EL MUNDO: CAUSAS Y CONSECUENCIAS  Los incendios son unos de los procesos que rigen los ecosistemas  naturales  en  muchas  regiones  del mundo  donde,  durante  la  estación  seca  o  durante los  años  secos  en  las  regiones  húmedas,  la vegetación  se  vuelve  fácilmente  inflamable.  La Convención de las Naciones Unidas de Lucha Contra la  Desertificación  (CLD)  reconoce  que  las  zonas  de clima  subhúmedo  seco  o  semiárido  son especialmente  proclives  a  sufrir  grandes  incendios forestales.    En  cambio,  las  zonas  más  áridas  no permiten  la  continuidad  de  la  vegetación,  lo  que dificulta la propagación y extensión de los incendios. Las  actividades  humanas  en  zonas  densamente pobladas  son  a  menudo  la  causa  de  incendios  y constituyen uno de los principales impulsores de los 

procesos  de  desertificación.  Estas  actividades  han aumentado  la  frecuencia de  incendios y modificado su régimen en muchas regiones del mundo. Según la relación  que  exista  entre  las  adaptaciones  de  los ecosistemas  y  la  historia  de  incendios,  es  posible distinguir  entre  ecosistemas  adaptados  al  fuego  y ecosistemas sensibles al fuego. En el primer caso, el fuego  es  una  fuerza  ecológica  fundamental  en  la determinación  de  la  forma,  la  estructura  y  la diversidad  del  paisaje,  en  la  medida  en  que  los incendios  son necesarios para  su  regeneración.  Los ecosistemas  sensibles al  fuego  son aquellos que no suelen  sufrir  incendios  y  no  han  desarrollado mecanismos  de  adaptación;  como  consecuencia  de ello presentan un mayor riesgo de degradación tras un incendio. Identificar  las  consecuencias  de  los  incendios  en  la estructura  y  el  funcionamiento  de  los  ecosistemas sentará las bases que permitan evaluar la necesidad de  aplicar  medidas  de  restauración.  Los  incendios pueden  tener  consecuencias  negativas  directas  o indirectas  sobre  la  diversidad  biológica,  la  erosión del  suelo  y  el  riesgo  de  inundaciones;  y  todo  ello contribuye a la desertificación.  

 

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Figura 1. Consecuencias de  los  incendios  forestales. La  necesidad  de  tomar  medidas  de  mitigación, rehabilitación o restauración en las zonas quemadas está  basada  en  la  identificación  de  los  impactos negativos posteriores al incendio.  Los incendios en el norte del Mediterráneo  Durante  los últimos cincuenta años se ha producido una transformación socioeconómica en los países del norte  del  Mediterráneo,  que  han  pasado  de  una sociedad rural a otra urbana. Entre las consecuencias de  esta  transformación  se  encuentran  la  reducción del  pastoreo  y  de  la  recogida  de  leña,  así  como  el abandono  de  las  tierras  de  cultivo,  lo  que  ha provocado  un  incremento  notable  de  la disponibilidad  de  biomasa  combustible.  Al  mismo tiempo ha aumentado el número de ciudadanos que acude a las zonas forestales para realizar actividades 

 

de recreo. La forestación que se ha llevado a cabo en muchos  países  mediterráneos,  basada  en plantaciones  de  coníferas  y  eucaliptos,  no  ha previsto  una  adecuada  gestión  forestal  posterior. Todas  estas  transformaciones  han  fomentado  la extensión  de  ecosistemas  proclives  a  sufrir incendios.  Esto  tiene  consecuencias  sobre  el aumento  a  largo  plazo de  la  vulnerabilidad  y  de  la probabilidad  de  ocurrencia  de  incendios  (riesgo  de incendio), es decir, que el riesgo de incendio vendrá determinado  por  factores  estructurales  tanto dinámicos (variables meteorológicas) como estáticos (modelos  de  combustible).  Entre  las  repercusiones de  este  conjunto  de  factores  hay  que  destacar  el aumento significativo de  los  incendios  forestales de gran extensión e intensidad.  

 Figura 2. Tendencias de la superficie anual quemada y  del  número  anual  de  incendios  en  la  Comunidad Valenciana  desde  1874  (gráfico  superior,  Pausas 2004),  y  estadísticas  recientes  sobre  incendios forestales  en  algunos  países  del  norte  del Mediterráneo  (período  1995–2004;  gráfico  inferior, datos de 2006 de la FAO y de Eurostat). 

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 Figura 3. Masa de pinos  jóvenes (< 25 años), con un gran  desarrollo  de  sotobosque  inflamable,  donde predominan  Ulex  parviflorus,  Cistus  albidus  y Rosmarinus  officinalis  (todas  ellas  especies germinadoras obligadas).  

EL PAPEL DETERMINANTE DE LOS INCENDIOS FORESTALES EN LA DESERTIFICACIÓN  Consecuencias de los incendios en los ecosistemas y los paisajes  El  fuego  afecta  directamente  a  la  vegetación,  al suelo  y  a  la  fauna  con  menor  movilidad.  Los ecosistemas  quemados  (total  o  parcialmente)  no regeneran  una  cobertura  vegetal  hasta  después  de varios  meses  o  incluso  años.    El  suelo  desnudo, expuesto  a  la  erosión  eólica  y  pluvial,  sufre  la degradación  de  su  capa  superficial.  A  escala  del paisaje, la cobertura de los suelos se modifica, lo que provoca  cambios  en  la  intercepción,  la evapotranspiración y  la  infiltración de  las  lluvias. La estructura  del  paisaje  tiende  a  homogeneizarse;  el flujo de agua, de  sedimentos  y de nutrientes  se  ve alterado, con frecuentes aumentos de la escorrentía, de  la  redistribución del  suelo en  las  laderas y de  la producción  de  sedimentos.  Después  del  incendio, durante uno o dos años, las cuencas tienen un riesgo de inundaciones y de aterramientos muy superior al de  las  cuencas  no  quemadas,  y  estos  riesgos  se extienden fuera de  las zonas afectadas en forma de posibles  daños  a  infraestructuras  y  población  (por ejemplo por deslizamientos de tierra).   

 Figura  4.  Un  pinar  en  la  cuenca  de  Guadalest (Alicante,  este  de  España),  cuatro  años  después  de sufrir  un  incendio,  mostrando  zonas  poco regeneradas junto a otras que no fueron afectadas.   

 

Consecuencias de los incendios en los suelos y el ciclo del agua  

 Figura  5.  Principales  procesos  de  degradación durante e inmediatamente después de un incendio.   Las  consecuencias  del  fuego  sobre  las  propiedades del suelo y  las repercusiones que ello tiene sobre  la erosión  y  la  escorrentía  son  el  resultado  de  la combinación,  por  un  lado,  del  efecto  directo  de  la combustión  al  calentar  la  superficie  del  suelo  o  al extenderse sin llama a lo largo de las raíces muertas y, por el otro, de los efectos indirectos derivados de la  pérdida  de  cubierta  vegetal  y  hojarasca  tras  el incendio.  La  importancia  de  las  repercusiones dependerá  en  gran  medida  de  la  gravedad  y recurrencia de  los  incendios.  Los  incendios de  gran intensidad, en los que la superficie del suelo alcanza temperaturas  elevadas,  ocasionan  la  pérdida  de materia orgánica y de nitrógeno en el mantillo y en la  capa  superficial  del  suelo  subyacente,  la esterilización temporal del suelo y el encostramiento de  la  superficie  (especialmente  en  suelos  limosos). La hidrofobicidad puede cambiar, especialmente en suelos  arenosos,  aumentando  o  disminuyendo  en función de  la  temperatura alcanzada y  su duración. Los fuegos de gran intensidad provocan también una mayor sensibilidad frente al impacto de las gotas de lluvia,  así  como  una  pérdida  de  capacidad  de infiltración derivada del encostramiento del suelo o de  la  aparición  de  una  fuerte  hidrofobicidad.  Esta modificación  temporal  de  las  propiedades hidráulicas  del  suelo  aumenta  la  escorrentía  y  la erosión, produciendo un empobrecimiento  local del suelo  y  posibles  daños  aguas  abajo  de  la  zona afectada. La microflora y  la  fauna del suelo pueden verse  directamente  afectadas  por  el  calor  y  por  la modificación  del  microhábitat  (p.  ej.  cambios  en propiedades físicas y químicas del suelo como el pH o  el  contenido  de  agua).  Como  resultado,  la composición  (más  microorganismos  autótrofos  y menos  simbióticos),  la  estructura  y  el funcionamiento del suelo se desequilibran y pasan a ser  muy  diferentes  a  los  que  habían  antes  del incendio.  Esto  afecta  especialmente  a  las 

asociaciones  simbióticas  plantas‐microorganismos (p.  ej.  la  formación  de  micorrizas  disminuye).  Las comunidades  microbianas  de  los  horizontes superiores del suelo corren un riesgo mayor de verse afectadas  por  el  fuego  que  las  que  viven  en horizontes más profundos, ya que el efecto del calor disminuye  rápidamente  con  la  profundidad.  La pérdida  de  nutrientes  que  conllevan  los  incendios recurrentes  puede  no  recuperarse  entre  dos incendios.  Ese  desequilibrio  tiene  como  resultado una reducción neta de la fertilidad del suelo.     

 Figura 6. Hidrofobicidad  causada por el  fuego en el mantillo.  Consecuencias de los incendios en la vegetación y la fauna  La  vegetación  de  los  climas  secos,  incluyendo  las regiones mediterráneas, ha desarrollado numerosos mecanismos de adaptación al fuego. Los ecosistemas mediterráneos  suelen  ser  capaces  de  regenerarse tras  sufrir  un  incendio.  Las  especies  vegetales  se recuperan  mediante  rebrotes  (rebrotadoras), germinando  (germinadoras  obligadas)  o  utilizando ambos mecanismos  (germinadoras  facultativas).  En general,  los ecosistemas en  los que predominan  las especies rebrotadoras regeneran con más rapidez la cobertura  vegetal  que  aquellos  en  los  que predominan  las  especies  germinadoras.  Estos ecosistemas  ofrecen,  por  lo  tanto,  una  mayor protección contra la erosión y degradación del suelo. Las semillas de las especies germinadoras provienen del banco de semillas del  suelo o de  las copas  (por ejemplo en el caso de los pinos).  

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Después  de  un  incendio,  los  pinos  mediterráneos necesitan  generalmente  entre  15  y  20  años  para recuperar  el  banco  de  semillas  que  formaban  sus copas. Además,  los pinos no producen un banco de semillas  permanente  en  el  suelo.  Como consecuencia de ello, la sucesión de incendios en un breve intervalo causa la desaparición de los pinares y hace que  su  recuperación dependa de  la existencia de  masas  boscosas  próximas  que  no  hayan  sido afectadas.  En  el  caso  de  grandes  incendios,  esta recuperación  requiere  largos  períodos  ya  que  los pinos  tienen  una  tasa  de  colonización  de  unos  25 

 

metros  cada  20  años.  En  general,  los  incendios  no afectan  negativamente  a  las  especies  vegetales mediterráneas  raras  o  amenazadas  (que  pueden incluso  verse  favorecidas),  a  menos  que  vengan acompañados  de  otras  perturbaciones.  En  cambio, las  especies  exóticas  no  suelen  proliferar  en  zonas quemadas.    

 Figura  7.  Rebrote  post‐incendio  de  un  lentisco (Pistacia lentiscus).  

4   Figura 8. La aliaga es una germinadora obligada que genera  una  gran  cantidad  de  combustible  fino  y muerto  cuando  alcanza  la  madurez  (12–18  años). Produce  incendios  de  elevada  intensidad  y  se recupera después lentamente a partir de las semillas.   Las repercusiones que los incendios tienen sobre los animales  son  muy  variables  (en  función  de  su tamaño  y  de  su movilidad),  aunque  en  general  la actividad de  la  fauna disminuye drásticamente  tras un  incendio.  Los  grupos  más  afectados  son probablemente  los  reptiles.  Las aves nidificantes  se eligen  a  menudo  como  indicadores  de  las consecuencias  del  fuego  sobre  la  fauna.  Datos obtenidos  en  el  sur  de  Francia  muestran  que  la recuperación completa de  las comunidades de aves en las zonas forestales puede requerir entre 25 y 30 años.  No  obstante,  los  bosques  y  matorrales recientemente  quemados  suelen  favorecer  el desarrollo de pastos de calidad, lo que crea un buen hábitat  para  los  herbívoros  y  aumenta  el  potencial cinegético. 

Vulnerabilidad frente a los incendios   Una adecuada gestión post‐incendio requiere prever las  repercusiones del  fuego sobre  los ecosistemas y los  paisajes,  así  como  sus  consecuencias  sociales  y económicas. Cuando una  sobreexplotación secular ha degradado la  vegetación,  puede  que  ésta  haya  perdido  su capacidad  de  regeneración,  especialmente  si  los incendios  son  frecuentes.  La  sensibilidad  de  los distintos  tipos  de  suelo  frente  a  los  incendios  es variable,  dependiendo  de  ciertas  propiedades críticas  (como  la  erosionabilidad  y  la  capacidad  de infiltración)  y  de  las  condiciones  climáticas  y topográficas.  La vulnerabilidad de  los ecosistemas frente al fuego puede evaluarse mediante un estudio conjunto de la capacidad  de  recuperación  de  la  vegetación,  de  la erosionabilidad  del  suelo,  del  clima  y  de  la topografía.   EL CASO ESPECIAL DE LA INTERFAZ URBANO‐FORESTAL  El abandono de las tierras y la expansión urbanística actual  en  las  zonas  rurales  están  aumentando extraordinariamente  la  superficie de asentamientos urbanos  en  contacto  con  zonas  forestales.  Ello genera en estas zonas un elevado riesgo de  ignición derivado  de  las  actividades  humanas,  con  el consiguiente peligro de que  los  incendios afecten a viviendas  y  otras  infraestructuras  urbanas.    Por  lo tanto,  la  extensión  de  la  interfaz  urbano‐forestal supone  un  riesgo  creciente  de  provocar  daños personales. Algunos países han  establecido normas para  reducir  el  combustible  alrededor  de  las viviendas, así como para reducir la inflamabilidad de los  materiales  de  construcción  utilizados.  Se  han propuesto otras medidas para disminuir el riesgo de incendios  en  la  interfaz  urbano  forestal:  la  tala  de árboles para reducir la cubierta de copas, la poda de las  ramas  bajas  tanto  vivas  como  muertas  y  la limpieza  del  sotobosque  en  el  perímetro  de  las viviendas para disminuir el riesgo de ignición. Otro aspecto que hay que considerar es la frecuente introducción de especies ornamentales exóticas muy inflamables  (p.  ej.  Cupressus  spp.)  en  la  interfaz urbano‐forestal.  La  importancia  de  estas  especies reside  en  que  pueden  ser  origen  de  incendios  y también acelerar su extensión.  

 

 Figura 9. Incendio en una interfaz urbano‐forestal de Oakland (California, EE. UU.) en 1991.  ESTRATEGIAS PARA REDUCIR EL RIESGO DE INCENDIO, MITIGAR LAS CONSECUENCIAS DEL FUEGO Y RESTAURAR BOSQUES QUEMADOS  Establecimiento de prioridades  La gestión  forestal puede  tener múltiples objetivos. Pero si lo que se persigue es reducir los impactos de los  incendios  forestales,  se  puede  definir  un conjunto mínimo de objetivos prioritarios aplicables en la mayoría de los casos: 1) Protección del suelo y regulación hidrológica.  2) Reducción del riesgo de  incendio y aumento de 

la  resistencia  y  la  resiliencia  de  ecosistemas  y paisajes frente a los incendios forestales. 

3) Desarrollo  de  bosques  maduros,  diversos  y productivos.   

Se pueden aplicar varias estrategias de mitigación y restauración en función del riesgo de degradación y de los objetivos de gestión. 

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Una  de  las  opciones  de  rehabilitación  apropiadas para  los  terrenos  escarpados  con  escasa  cobertura vegetal  y  alto  riesgo  de  erosión  es  el  mulching (acolchado  orgánico  del  suelo)  utilizado  solo  o acompañado  de  siembras  en  zonas  con  escasa capacidad  de  regeneración. Cuando  la  restauración no  tenga  como  principal  objetivo  la  protección  del suelo, sino la mejora de la diversidad biológica, de la resistencia  y  del  funcionamiento  de  las  zonas afectadas, se aconseja plantar especies rebrotadoras de árboles y arbustos (para obtener más información consulte el folleto LUCINDA C1). 

Figura  10.  Estrategias  para  la  restauración  post‐incendio  en  la  región  de  Valencia,  este  de  España (Vallejo, 1996).  Desarrollo de criterios para identificar ecosistemas vulnerables; estudio de un caso práctico: la Comunidad Valenciana en España (proyecto FIREMAP)  La  vulnerabilidad  de  un  ecosistema  puede describirse como la susceptibilidad a degradarse si se ve afectado por una perturbación. También se puede definir  como  la  inversa  de  su  capacidad  para amortiguar,  sin  pérdida  cualitativa,  esas perturbaciones. A la hora de evaluar la calidad de un ecosistema  se  deben  considerar  tanto  los  posibles daños como la pérdida de recursos socioeconómicos (actividades  recreativas,  explotación  maderera)  y ecológicos (erosión, dinámica sucesional, paisaje).   La  erosión,  la  dinámica  de  la  vegetación  y  la estructura del paisaje son los tres componentes que se  deben  tener  en  cuenta  en  la  evaluación  de  la vulnerabilidad  ecológica  frente  a  los  incendios.  La metodología  que  proponemos  en  este  documento evalúa principalmente  la gravedad de  los daños y  la capacidad  de  respuesta  de  los  ecosistemas  tras  un incendio. La escala  temporal va desde el muy corto plazo  (<  1  año,  para  la  identificación  de  las  zonas sensibles a la erosión) hasta el medio plazo (25 años, lo  que  permite  apreciar  los  cambios  en  la composición  y  la  estructura  de  la  vegetación).  Sin embargo,  algunos  aspectos  importantes no pueden preverse,  como  la  intensidad  del  fuego  o  las condiciones  meteorológicas  tras  el  incendio.  Una solución  prudente  es  combinar  los  registros meteorológicos de  la zona estudiada con el peor de los  escenarios  posibles:  un  incendio  forestal  de elevada intensidad en período estival. 

 

Evaluación a corto plazo (< 1 año)  Además de  la estructura de  la vegetación, existe un conjunto  de  características  físicas  que  modulan  el riesgo de erosión del suelo: tipo de roca madre, tipo de  suelo,  intensidad  de  las  precipitaciones, inclinación  y  longitud  de  la  pendiente,  y erosionabilidad  de  la  fracción  mineral  del  suelo. Durante  el  primer  año  después  del  incendio,  la respuesta  del  ecosistema  dependerá  de  aquellas propiedades  de  la  vegetación  afectada  que determinen  la  tasa  de  recuperación  a  corto  plazo. Por ejemplo, un terreno con una pendiente superior al 15 %, con un contenido de materia orgánica en el suelo  inferior  al  2 %,  con  tendencia  al  sellado  y  al encostramiento,  y  con  una  vegetación  compuesta por herbáceas, gramíneas y pequeños arbustos poco densos,  puede  ser  muy  vulnerable  a  causa  de  la erosionabilidad  del  suelo,  la  pendiente  y  las propiedades  de  la  vegetación.  Sin  embargo,  esta vulnerabilidad  se  atenúa  si  la  zona  presenta  una agresividad  climática moderada  (valor del  índice de Fournier inferior a 20). En términos generales, cuanto menor sea el tiempo necesario  para  que  la  vegetación  recupere  una cobertura del suelo de 30–40 %, menor será el riesgo de  erosión.  Ciertas  características  de  las  especies (como la capacidad de rebrote, la persistencia de los bancos de semillas, la tasa de crecimiento inherente y la capacidad de dispersión) se pueden utilizar para predecir la respuesta de la vegetación después de un incendio. La tasa de recuperación es el resultado de la  estrategia  reproductiva  de  las  plantas  afectadas (especie germinadora o rebrotadora) en relación con otros factores físicos como el clima o  la orientación. En  general,  tras  un  incendio,  las  especies rebrotadoras  se  recuperan  con mayor  rapidez  que las germinadoras obligadas  (Pausas y Vallejo, 1999). Además,  la capacidad de rebrote no depende de  las precipitaciones, mientras  que  la  emergencia  de  las especies germinadoras obligadas estará determinada en gran medida por  las  lluvias de  la primavera o el otoño posteriores al incendio.  

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 Figura  11.  Metodología  de  evaluación  de  la vulnerabilidad a corto plazo de los ecosistemas. 

Evaluación a medio plazo (≈ 25 años) A medio plazo,  la vulnerabilidad de  los ecosistemas dependerá  de  su  capacidad  para  seguir desarrollándose  sin  que  se  produzcan  cambios notables en la vegetación (composición, estructura y la  cobertura  relativa  y  la  biomasa  de  las  distintas especies).  Los  bosques  maduros  en  los  que  predominan  las especies germinadoras obligadas, tanto en el estrato arbóreo como en el arbustivo, presentan en general una vulnerabilidad entre media y alta, en función de su  capacidad  de  germinación  tras  un  incendio.  Por ejemplo, el pino carrasco y el pino  rodeno o negral (Pinus halepensis y P. pinaster) tienen elevadas tasas de  supervivencia  y  de  germinación  de  las  semillas tras un incendio. Esto es debido a la serotinia de sus piñas (la capacidad de retener las semillas dentro de las  piñas  en  la  copa  mientras  se  produce  un incendio).  Por  otro  lado,  las  semillas  del  pino piñonero  (P. pinea) y  las de otras especies de clima submediterráneo o templado (P. nigra, P. sylvestris), así  como  las  de  la  sabina  (Juniperus  phoenicea) apenas conservan capacidad germinativa después de sufrir un incendio, lo que dificulta la recuperación de las  masas  arbóreas.  Los  bosques  maduros dominados  por  especies  frondosas  rebrotadoras, como la encina (Quercus ilex) son muy resistentes.  Los  bosques  inmaduros  dominados  por  especies germinadoras son más vulnerables que  los bosques adultos,  puesto  que  el  reclutamiento  de  nuevos individuos es más bien bajo debido a que  los pinos no producen grandes cantidades de semillas viables.  Por  último,  las  formaciones  arbustivas  dominadas por  especies  germinadoras  obligadas  (Ulex parviflorus,  Cistus  spp.,  Rosmarinus  officinalis) presentan una vulnerabilidad media por el hecho de estar, en general, bien adaptadas al fuego y disponer en el  suelo de bancos de  semillas muy dinámicos y abundantes. Además, su germinación es estimulada por el  fuego o por  las nuevas  condiciones que éste genera  (por  ejemplo,  la  cantidad  de  radiación  que llega a  la superficie del suelo es mayor, provocando variaciones diarias de temperatura más acusadas).   

 Figura  12.  Regeneración  del  pino  carrasco  (Pinus halepensis): el paso del fuego provoca la apertura de las  piñas  serotinas  y  la  consiguiente  caída  de  las 

 

semillas  sobre  el  manto  de  cenizas.  Las  primeras precipitaciones  significativas  en  otoño  o  primavera suelen  producir  una  buena  tasa  de  germinación, gracias a una mayor disponibilidad de nutrientes y a una menor competencia de otras plantas.  Estrategias y medidas para la restauración post‐incendio de ecosistemas y la prevención de incendios; estudio de un caso práctico: la zona de Ayora (Valencia, España)  Los  factores  que  determinan  el  tipo  y  las características de  las comunidades vegetales que se regeneran tras un incendio son: el tipo de suelo y la evolución  de  sus  usos  (a  menudo  estrechamente relacionados),  el  régimen  de  incendios  y  la topografía.   La  figura siguiente muestra  la dinámica de  la  vegetación,  tanto observada  como previsible, en  un  pinar  maduro  tras  un  incendio  forestal, teniendo en cuenta la roca madre y la producción de otros incendios.  

  7 Figura 13. Modelo  conceptual de  la dinámica de  la vegetación mediterránea en un pinar que ha sufrido un incendio. La roca madre —y, por tanto, el tipo de suelo— y la recurrencia de incendios son parámetros incluidos  en  el  modelo.  Las  flechas  indican  la transición de un tipo a otro de vegetación. Los signos de  interrogación  indican  las  transiciones  que  se desconocen.  Ule  par  =  Ulex  parviflorus;  Ros  off  = Rosmarinus officinalis; Que coc = Quercus coccifera. Extraído de Baeza et al. (2007).   La  recuperación  de  los  ecosistemas  forestales mediterráneos  puede  ser  muy  lenta  debido  a  las condiciones  climáticas  de  la  región.  Además,  las masas  forestales  que  se  generan  en  las  etapas intermedias de  sucesión  (o de  transición), antes de que  alcancen  su  estructura  final,  pueden  ser muy combustibles.  La  mayoría  de  estas  etapas  de transición consiste en formaciones arbustivas densas en  las  que  abunda  la  fracción  fina  y  muerta  del material  vegetal.  Estas  propiedades  de  las formaciones  arbustivas mediterráneas  conllevan un riesgo  muy  elevado  de  sufrir  nuevos  incendios  y 

hacen  que,  frecuentemente,  se  pongan  en marcha bucles de degradación por el fuego. Las medidas que se  adopten  en  estos  contextos  deben  interrumpir esos  ciclos de degradación y promover  formas más rápidas  y  eficaces  de  alcanzar  el  objetivo  final  de desarrollo  que  se  persiga  para  los  ecosistemas forestales.  Eso  no  impide  que  las medidas  puedan orientarse  también hacia una  reducción del peligro de  incendio. El proyecto SPREAD (Forest Fire Spread Prevention  and  Mitigation),  financiado  por  la  UE, tenía  como  objetivo  la mejora  de  la  calidad  de  la vegetación  mediante  la  reducción  del  riesgo  de incendio y el aumento de  su  resiliencia, de manera que se  rompiera  la  retroalimentación positiva entre el  fuego  y  la  homogeneización  del  paisaje.  El ecosistema modelo elegido para este estudio fue un matorral senescente muy proclive a sufrir  incendios dominado  por  Ulex  parviflorus,  una  germinadora obligada.  Las  especies  rebrotadoras  leñosas  (tanto arbustivas como arbóreas) no estaban representadas o  eran  escasas.  Las  técnicas  de  restauración consistieron  en  la  plantación  de  especies rebrotadoras y en un desbroce selectivo destinado a favorecer  el  desarrollo  de  pinos  y  de  los  pocos ejemplares  presentes  de  rebrotadoras.  El  estudio incluyó cuatro parcelas con diferentes tratamientos: control (matorral), desbroce, plantación y plantación tras desbroce. Los restos del desbroce se trituraron y se aplicaron como mulch.  Tres  años  después  del  desbroce  se  observó  un cambio significativo en la estructura de la vegetación y en el modelo de combustible. El desbroce selectivo transformó  lo  que  era  una  formación  arbustiva densa,  continua  y  altamente  inflamable,  con  una gran acumulación de necromasa, en un pastizal con arbustos  rebrotadores  dispersos  y  una  biomasa combustible  discontinua.  Obviamente,  la acumulación  de  biomasa  se  redujo  de  forma significativa,  pasando  de  3000  a  500  g∙m‐2 aproximadamente; sin embargo, la cobertura vegetal total sólo disminuyó del 85 al 56 %, y el porcentaje de suelo desnudo en la parcela en la que se efectuó el desbroce  se mantuvo  inferior al 5 %, gracias a  la protección proporcionada por  los  restos  triturados. Tres  años  después  de  efectuar  el  desbroce,  un estudio  de  la  cobertura  vegetal  permitió  constatar que  la  proporción  entre  especies  rebrotadoras  y germinadoras  había  aumentado  considerablemente en  favor de  las primeras. El mulching con  los restos del  desbroce  se  tradujo  en  una  reducción  muy notable de  las  tasas de germinación de  las especies germinadoras obligadas. El número de plántulas por metro cuadrado fue dos veces mayor en las parcelas control  que  en  las  parcelas  con  mulch.  Como resultado,  en  las  parcelas  con  desbroce  los individuos de especies rebrotadoras eran diez veces más abundantes que  los de especies germinadoras, comparado  con  las  parcelas  de  control.  Esto  dio  al 

 

nuevo  ecosistema  una  mayor  capacidad  de resistencia y de resiliencia.  

 Figura  14.  Fisonomía  de  un  aulagar  mediterráneo con  un  estado  de  desarrollo  entre  maduro  y senescente.  

 Figura 15. Vista de un aulagar mediterráneo, con un estado de desarrollo entre maduro y senescente, un año después de una intervención que consistió en un desbroce y en  la plantación de brinzales de especies rebrotadoras. 

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 Figura 16. Efectos del desbroce  sobre  la proporción relativa de especies rebrotadoras y germinadoras en la  cubierta  vegetal,  tres  años  después  de  la intervención.    

La  supervivencia  y  el  crecimiento  de  los  brinzales introducidos  dependieron  del  tratamiento, particularmente  del  desbroce.  La  plantación  en zonas  mediterráneas  degradadas  de  especies frondosas  de  etapas  avanzadas  de  la  sucesión  ha ofrecido, en general, bajas  tasas de  supervivencia y crecimiento.  Es  por  ello  digno  de mención  el  éxito que  supone  la  excelente  tasa  de  supervivencia (alrededor  del  90 %)  de  los  brinzales  de  encina (Quercus  ilex) y de Rhamnus alaternus. El desbroce demostró  además  favorecer  el  crecimiento de  esas especies.  Se  puede  concluir  que  asociar  el  desbroce  con  la plantación  de  especies  rebrotadoras  es  una  opción adecuada para el manejo de zonas de matorral que presenten un elevado riesgo de incendio, puesto que con  ello  se  consigue,  por  un  lado,  una  drástica reducción tanto de la cantidad total como de la tasa de  acumulación  de  la  biomasa  combustible,  y  por otro,  un  aumento  de  la  resiliencia  del  ecosistema gracias  a  la  introducción  de  especies  rebrotadoras; todo ello disminuye  la vulnerabilidad de estas zonas frente a  los  incendios y, por consiguiente, reduce el riesgo de desertificación.  

 

CONCLUSIONES  BIBLIOGRAFÍA Y LECTURAS ADICIONALES  

• INCENDIOS FORESTALES  Alloza,  J.A.  &  Vallejo,  V.R.  2006.  Restoration  of burned  areas  in  forest  management  plans.  In: Desertification  in  the  Mediterranean  Region:  a Security Issue. W.G. Kepner, J.L. Rubio, D.A. Mouat & F. Pedrazzini eds. 475‐488. Springer.Dordrecht. 

 - Los ecosistemas sensibles al fuego no han 

desarrollado  mecanismos  de  adaptación frente a los incendios de gran intensidad y, como  consecuencia de ello, presentan un mayor  riesgo  de  degradación  tras  un incendio. 

Baeza, M.J.,  Valdecantos,  A.,  Alloza,  J.A.  &  Vallejo V.R.  2007.  Human  disturbance  and  environmental factors as drivers of long‐term post‐fire regeneration patterns  in  Mediterranean  forests.  Journal  of Vegetation Science 18: 243‐252. 

- Las  transformaciones que derivadas de  la actividad  humana  y  la  evolución  de  los usos  del  suelo  en  el  Mediterráneo aumentaron  el  riesgo  de  incendios forestales  de  mayor  extensión  e intensidad. 

Pausas,  J.  &  Vallejo  R.  1999.  The  role  of  fire  in European  Mediterranean  ecosystems.  In:  Remote Sensing  of  Large  Wildfires  in  the  European Mediterranean  Basin.  E.  Chuvieco  Ed.  Springer, Berlin. 3‐16 pp. - Los incendios alteran la escorrentía, lo que 

aumenta el riesgo de avenidas y la erosión de los suelos. 

Pausas, J.G. 2004. Changes in fire and climate in the Eastern  Iberian  Peninsula  (Mediterranean  Basin). Climatic Change 63: 337‐350. - Los  microorganismos  del  suelo  son 

sensibles  a  los  incendios  y  a  los  cambios que  éstos  provocan  en  las  propiedades físicas  del  suelo.  Se  reducen  las asociaciones  simbióticas  entre  plantas  y microorganismos. 

Pausas,  J.G.,  Bladé,  C.,  Valdecantos,  A.,  Seva,  J.P., Fuentes,  D.,  Alloza,  J.A.,  Vilagrosa,  A.,  Bautista,  S., Cortina,  J. & Vallejo, V.R. 2004a.  Pines  and oaks  in the  restoration  of  Mediterranean  landscapes  of Spain:  New  perspectives  for  an  old  practice  –  a review. Plant Ecology 171: 209‐220. - La  vegetación  rebrotadora  suele 

recuperarse  con  mayor  rapidez  que  la germinadora. 

Pausas, J.G. Bradstock, R.A., Keith, D.A., Keeley, J.E., & GCTE Fire Network, 2004b. Plant  functional  traits in  relation  to  fire  in crown‐fire ecosystems. Ecology 85 (4), 1085‐1100. 

- Las repercusiones que los incendios tienen sobre  la fauna dependen del tamaño y de la movilidad de los animales.  Vallejo,  V.R.  (ed.).  1996.  La  restauración  de  la 

cubierta vegetal en la Comunidad Valenciana. CEAM, Valencia. 

- Las  interfaces  urbano‐forestales  se extienden  en  numerosos  países, provocando  un  notable  incremento  del riesgo de  incendio y, con ello, de posibles daños en zonas urbanizadas. 

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 •  ESTRATEGIAS  PARA  HACER  FRENTE  A  LOS INCENDIOS 

- La  protección  del  suelo,  la  regulación hidrológica,  la  reducción  del  riesgo  de incendio,  la  resiliencia de  los ecosistemas y  el  desarrollo  de  bosques  altos  son  los principales objetivos de  la gestión forestal en  los  ecosistemas  proclives  a  sufrir incendios.  

- La  identificación de  las  zonas  vulnerables se  basa  en  la  erosionabilidad  del  suelo  y en  la tasa de recuperación potencial de  la vegetación.  La  estrategia  reproductiva de las especies dominantes es el  factor clave en  la  tasa  de  recuperación  de  la vegetación (resiliencia). 

- La gestión forestal debe orientarse tanto a reducir  la  ocurrencia  e  intensidad  de  los incendios como a mejorar la capacidad de recuperación  de  los  ecosistemas (resiliencia).