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Efecto del manejo de la madera quemada sobre la restauración y regeneración postincendio: implicaciones para la gestión y para el conjunto del ecosistema CASTRO J.1, LEVERKUS A.B.1, MARAÑÓN-JIMÉNEZ S.1,2, SERRANO-ORTIZ P.3,4, SÁNCHEZ-CAÑETE E.P.3,4, REVERTER B.R.5, GUZMÁN-ÁLVAREZ J.R.6 y KOWALSKI A.S.4,7 1 Departamento de Ecología, Facultad de Ciencias, Universidad de Granada, Campus Fuentenueva s/n, 18071 Granada, España. E-mail:
[email protected]). 2 Department Hydrosystemmodellierung, Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung GmbH - UFZ, Permoserstraße 15, 04318 Leipzig, Alemania. 3 Departamento de Desertificación y Geo-ecología, EEZA-CSIC, Ctra. Sacramento s/n, 04120, La cañada de San Urbano, Almería, España. 4 Centro Andaluz de Medio Ambiente (CEAMA), Avenida del Mediterráneo s/n, 18006 Granada, España. 5 Universidad Federal de Mato Grosso do Sul, Avenida Senador Filinto Müller, 1 Universidade Federal, Campo Grande MS, 79080-190, Brasil. 6 Grupo de Investigación Silvopascicultura, Universidad de Córdoba, Córdoba, España. 7 Departamento de Física Aplicada, Facultad de Ciencias, Universidad de Granada, Campus Fuentenueva s/n, 18071 Granada, España.
Resumen Tras un incendio forestal es habitual extraer la madera quemada, eliminando ramas y otros restos mediante quema o astillado (saca de la madera). Esto produce una alteración del paisaje post-incendio que puede afectar negativamente al funcionamiento del ecosistema. En este trabajo analizamos experimentalmente el efecto de la saca respecto a otros tratamientos menos drásticos (incluyendo no intervención) en pinares afectados por el incendio de Lanjarón (Sierra Nevada, año 2005). Los resultados tras siete años muestran que la extracción de la madera empeora las condiciones microclimáticas mientras que, por el contrario, los troncos y ramas actúan como estructuras nodriza que reducen el estrés hídrico de las plantas. La madera quemada también supone un reservorio de nutrientes que se incorpora al suelo, lo que en conjunto incrementa el reclutamiento y crecimiento de brinzales. La saca también redujo significativamente la dispersión natural de bellotas por los arrendajos, reduciendo la colonización natural de encina, disminuyó la diversidad de aves y plantas, y produjo un incremento de las emisiones de CO2 a la atmósfera. Además, el coste global de la reforestación fue el doble que en caso de no intervenir. En definitiva, en relación con las variables ecológicas y selvícolas analizadas, la extracción total de la madera quemada no supuso ningún beneficio en comparación con los otros tratamientos planteados. Palabras clave: facilitación, gestión adaptativa, resiliencia, saca de la madera, sucesión. 1. Introducción Tras un incendio forestal es común en nuestro país proceder a la saca de la madera quemada. Para ello, los árboles se tumban y se desraman, y los troncos se tronzan en dimensiones adecuadas para su extracción. Posteriormente se procede a la eliminación de los restos no maderables, generalmente mediante quema, trituración o astillado. La saca postincendio de la madera tiene una lógica histórica desde la perspectiva de los aprovechamientos forestales y de las actividades de restauración. En el pasado, la Ley 81/1968, de Incendios Forestales, facultaba al Ministerio de Agricultura para disponer en todos los montes afectados por incendios (cualquiera que fuera su régimen de propiedad) de la regulación de los
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aprovechamientos para lograr la regeneración de la zona siniestrada y, en particular, la aplicación en su totalidad, o parcialmente, de los beneficios obtenidos de los productos susceptibles de aprovechamiento a la reconstrucción de la propia zona incendiada. Esto, en definitiva, suponía la regulación administrativa del aprovechamiento de la madera quemada y la posibilidad de que la totalidad o parte de los ingresos derivados de su venta se destinaran a la restauración del área incendiada. Esta orientación se mantuvo durante décadas. Por ejemplo, en Andalucía, la Ley de Incendios Forestales (Ley 5/1999, de 29 de junio, de Prevención y Lucha Contra los Incendios Forestales) establece que la enajenación de los productos forestales procedentes de un incendio deberá contar con la autorización de la Consejería competente en materia forestal, y habrá de hacerse de acuerdo con las condiciones señaladas en la misma (y entre estas condiciones podrá figurar destinar las cantidades obtenidas por la enajenación a la restauración de los terrenos incendiados). Y ya en el marco legislativo actual, la Ley 43/2003, de Montes (que derogó a la Ley de incendios forestales de 1968), establece que “la comunidad autónoma fijará las medidas encaminadas a la retirada de la madera quemada y a la restauración de la cubierta vegetal afectada por los incendios (...)” (artículo 50, sobre mantenimiento y restauración del carácter forestal de los terrenos incendiados). No obstante, es importante remarcar que no existe una obligación normativa en la legislación sobre la retirada o no de la madera quemada. La saca de la madera se ha considerado generalmente como una actuación selvícola necesaria para la restauración de la zona afectada. Sin embargo, desde hace poco más de una década se ha generado un importante debate en relación con la pertinencia de la retirada de la madera quemada. Un ejemplo de ello es la controversia suscitada por el artículo de DONATO et al. (2006) y las réplicas y contrarréplicas posteriores (BAIRD 2006; DONATO et al., 2006b; NEWTON et al., 2006), o los informes o textos de MCIVER & STARR (2000), BAUTISTA et al. (2004) o LINDENMAYER et al. (2008), entre otros. Con frecuencia se tiende a simplificar este debate como un enfrentamiento entre medioambientalistas y forestales, que contraponen conocimiento y experiencia originado de distinta forma: a partir de la práctica selvícola los segundos, mediante la investigación concreta los primeros. Esta simplificación, como toda, es perversa, puesto que establece un juicio apriorístico del comportamiento de estos colectivos, sin entrar a valorar las razones subyacentes que determinan las decisiones adoptadas. Las razones que se aducen para la saca de la madera son de diversa índole dependiendo de la región del mundo que se considere. Para el caso de España, el incentivo económico es un factor que a priori es posible descartar en muchos casos dado que en buena parte de las zonas afectadas el precio que hoy día puede obtenerse por la madera quemada no es competitivo e, incluso, supone un costo adicional en las labores de manejo post-incendio (BAUTISTA et al. 2004; LEVERKUS et al. 2012). No obstante, en nuestro país se argumenta la saca incluso en el supuesto de no presentar rendimiento económico por las siguientes razones (CASTRO et al. 2009, 2010a): 1) eliminar los riesgos derivados de la caída de los árboles con posterioridad al incendio y que podrían tener consecuencias trágicas sobre las personas o los bienes; 2) la reducción del riesgo de incidencia de plagas y enfermedades asociadas a la madera parcialmente quemada o en mal estado; 3) facilitar las labores de repoblación forestal y posteriores trabajos relacionados con la restauración hidrológico-forestal del área quemada, haciendo más predecible la recuperación post-incendio; 4) reducir los costos de la extracción de la madera, que serían mayores en caso de tener que retirarla pasado más tiempo desde el incendio y 5) la reducción de la carga de combustible con objeto de aminorar el riesgo de nuevos incendios. Hay una sexta razón determinante que, sin embargo, a menudo no es verbalizada como justificación: se estima imprescindible retirar los restos del incendio para
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reducir el efecto visual y emotivo sobre la sociedad, especialmente de la población local, que, además, frecuentemente exigirá actuaciones para la restauración. Estas argumentaciones, evidentemente, cobran mayor o menor relevancia en función de las características locales del incendio. De este modo, por ejemplo, en entornos naturales muy transitados, con mucho uso recreativo o de otro tipo, en las proximidades de centros residenciales, etc., los argumentos que se fundamentan en el riesgo potencial de los fustes quemados sobre las personas y bienes o el efecto emotivo tienen mayor peso. No obstante, la incidencia real de estas razones en un marco más generalizable (fruto en gran medida del conocimiento práctico selvícola acumulado durante siglos) pueden ser objeto de evaluación científica. El riesgo asociado a la caída de los árboles, por ejemplo, puede reducirse de manera efectiva si se actúa sobre los árboles quemados próximos a sendas, caminos y áreas especialmente transitadas. El efecto sobre las plagas y enfermedades también es evaluable y dependerá, en gran medida, del estado de la madera quemada, con un comportamiento claramente diferenciado en el caso de árboles sólo parcialmente soflamados y, por tanto, expuestos a procesos de decaimiento y debilidad, en comparación con los árboles completamente calcinados, que se comportarán como madera muerta (e.g. ROSS 1997). La dificultad que la madera quemada suponga para el acceso a la zona con objeto de posibles actuaciones forestales futuras dependerá de la tasa de caída y de descomposición, que es también evaluable, y su importancia estará determinada por el periodo de tiempo en que se prevean realizar las actuaciones de restauración activa, de las características de la masa, y de las características climáticas de la zona (ya que afectarán a la tasa de caída y descomposición). Los aspectos emotivos y afectivos de la población pueden abordarse desde la perspectiva de la educación ambiental, y aunque sean importantes no debemos olvidar que las actuaciones que deben realizarse para la regeneración post-incendio deberían basarse en las técnicas y medidas más adecuadas para conseguir el éxito de la restauración (ver CASTRO et al. 2009, 2010a). De hecho, las conclusiones de numerosos estudios llevados a cabo a lo largo de la última década frecuentemente ponen en cuestión los argumentos en favor de la retirada de la madera quemada. Si bien la mayor parte de ellos han sido realizados en condiciones ecológicas y selvícolas distintas a las mediterráneas, llaman la atención sobre el comportamiento de determinados procesos ecológicos que, cuanto menos, aconsejan tener en cuenta otras perspectivas a la hora de tomar decisiones. Por ejemplo, la eliminación de los restos de madera quemada puede afectar negativamente a la regeneración forestal y a diversos procesos del ecosistema (BESCHTA et al., 2004; KARR et al., 2004; DONATO et al., 2006; CASTRO et al., 2010b, 2011; SERRANO-ORTIZ et al., 2011). Hasta la fecha, no se han publicado estudios concluyentes que prueben que se reduce el riesgo de incendios forestales como consecuencia de la eliminación de los restos de madera (ver, por ejemplo, BROWN et al., 2003; MORITZ et al., 2004; THOMPSON et al., 2007), ni se ha establecido una relación causa-efecto entre la presencia de madera quemada y el riesgo de plagas (MCIVER & STARR, 2000; CASTRO et al., 2010a; LINDENMAYER et al., 2008). Si se pone el foco en la reconstrucción (o, en ocasiones, la construcción) de elementos, procesos y funciones ecosistémicas, retirar la madera quemada puede tener consecuencias contraproducentes. Por ejemplo, puede aumentar la escorrentía y erosión del suelo (BAUTISTA et al., 2004; LINDENMAYER et al., 2008). En función de la fecha en que se produzca la retirada de la madera, el arrastre puede destruir una parte importante del banco de plántulas o dañar los rebrotes, afectando negativamente a la regeneración (MARTÍNEZ-SÁNCHEZ et al., 1999;
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DONATO et al., 2006; CASTRO et al., 2011). Además, los pies de árboles quemados pueden reducir la radiación incidente y con ello el estrés hídrico de plántulas, rebrotes o plantones repoblados (e.g. GRACIA & RETANA, 2004; CASTRO et al., 2011; LEVERKUS et al., 2012), favoreciendo el establecimiento de plántulas y rebrotes. Su papel también puede ser relevante como perchas o refugio para aves dispersantes de semillas, que hacen las veces de “repobladores forestales” potenciando la entrada de plantas de la comunidad madura (ROST et al., 2009, 2010; CASTRO et al. 2010b, 2012). Los efectos sobre los nutrientes pueden ser especialmente importantes, debido a que la retirada de madera quemada supone, como todo aprovechamiento, una extracción de nutrientes que, en caso de permanecer in situ, podrían ser incorporados poco a poco al suelo (WEI et al., 1997; BROWN et al., 2003; MARAÑÓN-JIMÉNEZ & CASTRO, 2013; MARAÑÓN-JIMÉNEZ et al., 2013). En definitiva, no hay datos concluyentes que, de manera general, apoyen un beneficio incuestionable de la retirada de la madera quemada tras incendios forestales, mientras que, al contrario, en los últimos años han aparecido numerosos estudios que demuestran que dicha retirada puede tener consecuencias negativas sobre la regeneración y restauración. Si bien la decisión sobre qué hacer responderá, como se ha expuesto previamente, a las circunstancias de cada caso y a los objetivos y finalidades marcados en las propias actuaciones, es preciso aumentar el conocimiento disponible, especialmente bajo las condiciones mediterráneas. 2. Objetivos En este estudio se pretende analizar el efecto del manejo de la madera quemada sobre la capacidad de regeneración y la restauración forestal post-incendio, así como valorar la viabilidad técnica y económica de distintas alternativas a medio plazo. Para ello se contempla como objetivos específicos analizar el efecto del manejo de la madera quemada sobre: 1) La fertilidad del suelo. 2) La regeneración natural de pino resinero (Pinus pinaster). 3) La colonización y regeneración de encina (Quecus ilex ssp ballota). 4) La biodiversidad, para lo que se han considerado las comunidades de plantas y aves. 5) El éxito de reforestación y los costos asociados. 6) El secuestro de carbono del ecosistema. 3. Metodología Área de estudio y diseño experimental. El trabajo se llevó a cabo en el Parque Natural y Parque Nacional de Sierra Nevada, en un área de pinares de repoblación que ardieron en un incendio ocurrido en septiembre de 2005 (unas 1.300 hectáreas de pinares afectados). Para ello se seleccionaron cuatro parcelas a lo largo de un gradiente altitudinal (Tabla 1; Figura 1) en las que se establecieron tres tratamientos experimentales que difieren en el manejo de la madera quemada: 1) “Control” (C), árboles dejados en pie (sin intervención). 2) “Ramas” (R), corte y desramado del 90% de los árboles (100% en la parcela número 4), dejando los restos esparcidos por el suelo y sin extracción alguna de madera. 3) “Extracción” (Ex), en el que se cortaron todos los árboles, se apilaron los troncos manualmente (pilas de 10-15 troncos), y se trituraron las ramas. Inicialmente estaba prevista la extracción de los troncos con un autocargador. Sin embargo, este paso se canceló durante los trabajos forestales debido a las dificultades que suponía el trabajo del autocargador dentro de la disposición espacial de las distintas réplicas y tratamientos.
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Cada uno de los tratamientos se replicó tres veces en las parcelas 1, 2 y 3 (diseño en bloques al azar). En la parcela nº 4 hubo una única réplica de cada tratamiento (de mayores dimensiones; Tabla 1) dado que esta parcela se empleó para el estudio del intercambio de CO2 con la atmósfera mediante el empleo de torres de eddy covariance (para lo que se necesitan superficies mayores). El tratamiento Control responde a una actuación mínima y, por tanto, con coste cero en lo que se refiere a manejo post-incendio. El tratamiento Extracción responde a una práctica común por las administraciones tras los incendios forestales y con el máximo coste inicial. El tratamiento Ramas representa una situación intermedia en cuanto a costo y estructura espacial generada tras el manejo. En el tratamiento Control los árboles cayeron de forma natural durante los años siguientes, con una tasa acumulada de caída (medida en febrero de cada año) de 0,0% en 2006 y 2007, 13,3±0,3% en 2008, 83,5±4,0% en 2009, y 98,3±1,0% en 2010. Por consiguiente, a partir de 2010 el tratamiento Control estuvo caracterizado por una estructura compleja de troncos y ramas esparcidos por todo el suelo, similar al tratamiento Ramas durante los primeros años. Adicionalmente, para algunos estudios se consideraron también tres réplicas por parcela en la matriz de extracción que rodeaba a las parcelas experimentales, donde los trabajos de saca de la madera se completaron con la extracción de troncos con autocargador. Esto se ha considerado como un cuarto tratamiento (“Matriz de extracción”, M-Ex), consistente por tanto en la saca de la madera realizada por la administración forestal en la zona quemada y que originó una estructura de hábitat aún más simplificada que en el tratamiento Ex experimental anteriormente descrito. Los tratamientos se realizaron entre febrero y junio de 2006. El clima de la zona es mediterráneo, con veranos calurosos y secos, e inviernos húmedos y templados. La media anual de precipitación en la Parcela 1 es de 501±49 mm (periodo 1988-2011). Las cuatro parcelas se ubican sobre suelos silíceos, procedentes de micaesquistos del complejo NevadoFilábride (Tabla 1). Los costes de los trabajos de saca fueron registrados para cada una de las réplicas experimentales de las parcelas 1, 2 y 3 por técnicos de EGMASA, empresa que se encargó de la ejecución de la obra (Apéndice 1). Efecto de la madera quemada sobre la fertilidad del suelo El efecto de la madera quemada sobre la fertilidad del suelo se determinó muestreando el contenido de nutrientes del suelo a 0-10 cm de profundidad tras 2 y 4 años del incendio en puntos bajo troncos en descomposición y en puntos alejados al menos 1 m de los troncos en descomposición. La ubicación de la muestra (bajo tronco o fuera de tronco) se consideró como tratamiento para los análisis, y el estudio contempló 20 muestras por parcela, tratamiento y año. De cada muestra se analizó la concentración de materia orgánica por incineración a 550 ºC en una termobalanza (Leco TGA 701), y las concentraciones de C y N total por combustión a 850 ºC en un autoanalizador macromuestra Leco TruSpec. Las concentraciones de NH4+ y NO3- disponibles en el suelo se analizaron a partir de extractos de KCl mediante el método Kjeldahl. El C y N orgánico disuelto (DOC y DON) y en la fracción microbiana se obtuvieron mediante el método de fumigación con cloroformo y extracción con K2SO4 con un analizador Shimadzu TOC-V CSH. Igualmente, el P libre disponible en el suelo y en la fracción microbiana se determinaron por el mismo método de fumigación y extracción con NaHCO3 y análisis por el método Olsen (ver MARAÑÓN-JIMÉNEZ & CASTRO 2013 para más detalles). Las diferencias entre tratamientos se analizan mediante ANOVAs de una vía.
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Efecto del manejo de la madera quemada sobre la regeneración natural de pino resinero. La parcela 1 se estableció en un rodal de pino resinero (Pinus pinaster Aiton) con piñas serotinas y, por tanto, con capacidad de regeneración post-incendio. El efecto de la saca sobre la regeneración de esta especie se estudió en esta parcela estimando la densidad de plántulas y su crecimiento y contenido de nutrientes al cabo de 3 y 6 años. Las plantas comenzaron a emerger en marzo de 2006. La densidad de pinos se muestreó en septiembre de 2007 (por tanto tras dos estaciones de crecimiento) usando 8 transectos establecidos al azar, de 25 m de longitud y 2 m de ancho, en sentido perpendicular a las curvas de nivel, en los que se contabilizó el número de plántulas encontradas. En septiembre de 2008 (plantas de tres años) se cosecharon 12 plantas por réplica y tratamiento (108 plantas en total), que se midieron (altura total y crecimiento de 2008) y se secaron en estufa a 60 ºC hasta peso constante (parte aérea). Para estas plantas se determinó el contenido en nutrientes foliares (N, P, Ca, Mg, K, Na, Fe, Mn, Zn y Cu) usando la metodología descrita anteriormente para el caso del N y P y mediante absorción atómica de la solución de cenizas vegetales para el resto de nutrientes (Métodos Oficiales de Análisis de Plantas, 1981; lectura con espectrómetro Perkin Elmer 5100). Para estas muestras también se determinó la composición isotópica de δC13 y δO18 usando un espectrómetro de micromasa GV Instruments Iso Prime y un analizador de Oxígeno Hekatech HT conectado a un espectrómetro de masa PDZ Europa 20-20. En el año 2011 (seis años tras el incendio) se muestreó crecimiento (altura total y elongación del último piso) y producción de piñas para un total de 20 individuos seleccionados al azar por réplica de cada tratamiento (180 individuos en total). La temperatura del suelo se midió entre el 22 y el 25 de agosto de 2006 a 3 cm de profundidad usando sondas HOBO-H8 (Onset Computer Corporation, MA, U.S.A.; 5-6 sondas por tratamiento, con medidas tomadas cada 10 minutos). La radiación fotosintéticamente activa (PAR) recibida a 25 cm del suelo se midió el 11 de julio de 2007 (un día claro) usando un ceptómetro EMS7 (PP-system, U.K.). El muestreo se realizó entre las 8:00 y las 16:00 hora solar en una única réplica de cada tratamiento, tomando 25 medidas por tratamiento (en 25 puntos elegidos de forma aleatoria) cada hora en punto (75 medidas por hora); el orden de comienzo se fue alterando entre tratamientos, y cada ciclo de 75 medidas por hora se completaba en unos 15-20 minutos. Asumimos por tanto que las variaciones de radiación dadas por las diferencias de tiempo entre tratamientos eran bajas para cada uno de los ciclos (horarios) de medida, y además estaban aleatorizadas entre los distintos tratamientos. Tanto el crecimiento de los pinos como las variables microclimáticas se analizaron con ANOVAs de una vía. Efecto del manejo de la madera quemada sobre la colonización y regeneración de encina El reclutamiento de encina (Quercus ilex subsp. ballota (Desf.) Samp) se estudió en la Parcela 1 entre 2006 y 2010 analizando tanto la pauta de aparición de nuevas plantas en los tratamientos como el potencial de dispersión de bellotas por parte del arrendajo (Garrulus glandarius), el principal dispersor de bellotas en la zona de estudio (CASTRO et al., 2012). El reclutamiento de plántulas se muestreó anualmente mediante una búsqueda pormenorizada en toda la superficie de la parcela. Asumimos que la colonización de encinas proviene de una fuente de bellotas externa a la parcela de estudio, ya que no había encinas productoras de bellotas dentro de la parcela. Los rodales de encinas productoras de bellotas se encontraban a una distancia mínima de 41 m del borde de la parcela y una distancia promedio de 373,2±24,2 m para el conjunto de todas las réplicas experimentales. Estas distancias son suficientemente grandes como para descartar la dispersión de bellotas por roedores, por lo que podemos
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asumir que las plántulas encontradas en la parcela provenían de bellotas dispersadas por los arrendajos (CASTRO et al., 2012). Las plantas contabilizadas en el primer muestreo, en 2006, podrían corresponder a rebrotes de plántulas emergidas antes del incendio o bien a plántulas que germinaron a partir de bellotas dispersadas en otoño de 2005, justo tras el incendio y antes del establecimiento de los tratamientos experimentales de la madera quemada. No fue posible discriminar sin género de duda entre ambas opciones, por lo que estas plantas (783 en total) no fueron consideradas para los análisis. Las plantas encontradas en la primavera de 2007 correspondían ya a individuos provenientes de bellotas dispersadas en el otoño de 2006, y por tanto posteriores a los tratamientos, y así sucesivamente hasta la primavera de 2010, y son las plantas que se han considerado para los análisis; en estos casos se excavó ligeramente en la base de la planta para confirmar la presencia de bellota (y por tanto que se trataba de una planta recién emergida) cuando fue necesario. En la parcela de estudio quedaron algunos rodales de pinos que no ardieron. En concreto, había un parche de 0,95 ha en la réplica 1 del tratamiento Control, un parche de 0,30 ha en la réplica 2 del tratamiento Control, y un parche de 0,26 ha en la réplica 1 del tratamiento Extracción. Estas plantas también se eliminaron de los análisis, por lo que sólo se consideran las plántulas presentes en áreas quemadas y provenientes de bellotas dispersadas tras la aplicación de los tratamientos a lo largo del período 2007-2010 (CASTRO et al., 2012). La dispersión de bellotas por parte de los arrendajos desde rodales de encinas adultas hasta los distintos tratamientos se muestreó durante el otoño de 2008. Para ello se hicieron observaciones con binoculares anotando el punto de partida de los arrendajos y el punto de llegada dentro de la parcela de estudio (ver CASTRO et al., 2012 para más detalles). El análisis del efecto de los tratamientos sobre la abundancia de encinas se realizó mediante un test de contingencia uniendo los datos de todas las réplicas. La selección de tratamiento por los arrendajos se analizó igualmente mediante un test de la Chi cuadrado. Diversidad de plantas y aves En la primavera de 2007 se muestreó la composición florística mediante transectos dispuestos perpendicularmente a las curvas de nivel. Se establecieron 8 transectos de 25 x 2 m en cada réplica de cada tratamiento y parcela (para este estudio se consideró el tratamiento MEx en lugar del Ex). A cada 50 cm del transecto se anotaba la identidad del contacto con una aguja perpendicular al suelo en el centro del transecto y a un metro a cada lado (150 puntos por transecto). Con estos datos se estimó la riqueza de especies por transecto, así como el índice de diversidad de Shannon. Para el análisis de la cobertura se usaron todas las especies, pero para el estudio de la diversidad se usaron sólo datos de plantas perennes o al menos bianuales. La composición de la comunidad de aves se muestreó en cada una de las réplicas de cada tratamiento en las tres parcelas de estudio mediante puntos de escucha durante la estación reproductora y durante el invierno, en dos años consecutivos (inviernos de 2006 y 2007; primaveras de 2007 y 2008). Para este estudio se utilizó además el tratamiento M-Ex, que sirvió como control procedimental (CASTRO et al., 2010b). Para ello se estableció un punto de muestreo en el centro de cada réplica de cada tratamiento (12 puntos de muestreo x 3 parcelas = 36 puntos de muestreo), en el que se realizaron censos de 6 min de duración (4-6 censos por réplica y periodo del año; 720 censos en total). Toda ave vista u oída dentro de los límites de la réplica durante el tiempo de muestreo fue anotada. No se incluyeron en el estudio las rapaces o las aves que se alimentan en vuelo como vencejos o golondrinas, ya que el muestreo por puntos de escucha no resulta apropiado para estos casos. Tanto los datos de
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diversidad de plantas como de aves se analizaron usando un modelo mixto en el que se consideraba el tratamiento como un factor fijo y la parcela como un factor aleatorio. Reforestación con especies leñosas En las Parcelas 2 y 3 se llevó a cabo una reforestación experimental en primavera de 2010 con cuatro especies autóctonas (Crataegus monogyna, Berberis hispanica, Quercus ilex subsp. ballota, Q. pyrenaica). Para la reforestación se excavaron hoyos de aproximadamente 60 x 60 x 60 cm con retroexcavadora, con una densidad de 400 hoyos por hectárea, y la plantación se realizó posteriormente a mano. Los plantones, de 1-2 savias, venían en alveolos de 300 cm3. Se marcaron 75 plantas por especie en cada una de las nueve réplicas experimentales de cada parcela, que descontando las que no se volvieron a encontrar totalizaron 4950 plantas. Se monitoreó su supervivencia en septiembre de 2011. Técnicos de EGMASA registraron las horas de trabajo y los materiales empleados para reforestar cada réplica experimental con el fin de calcular sus costes (Apéndice 1). Además, con los datos de supervivencia de cada réplica se calculó el gasto necesario para la reposición de marras. Para el cálculo de costes se emplearon los precios de los jornales y el uso de maquinaria establecidos por TRAGSA. Para facilitar los análisis, los costes calculados se estandarizaron como €/ha. La supervivencia de los plantones se analizó mediante un GLM con errores binomiales, y los costes mediante tests no paramétricos de Kruskal-Wallis. Balance de carbono en el ecosistema El intercambio de carbono entre superficie y atmósfera se estudió en la parcela nº 4 usando la técnica micrometeorológica de eddy covariance (EC) (DABBERDT et al., 1993). Para ello se instaló una torre EC en los tratamientos de Control y Extracción en enero y junio de 2009 respectivamente. Cada torre se equipó con un sensor de analizador de gases por infrarrojo (Li-7500, Lincoln, NE, USA) para la medida de la densidad de CO2 y vapor de agua; un anemómetro sónico (Para “C”: Modelo 81000, R.M. Young, Traverse City, MI, USA; para “Ex”: CSAT-3, Campbell Scientific, Logan, UT, USA) para la medida de la velocidad de viento en sus tres componentes; y un sistema de adquisición y almacenamiento de datos (CR3000, CSI). Tal y como establece la red internacional FLUXNET para estudios de intercambios de carbono a escala de ecosistema (BALDOCCHI et al., 2001; fluxnet.ornl.gov/) los flujos finales se corrigieron por los efectos en la variación de densidad del aire (WEBB et al., 1980) y rotación de coordenadas (KOWALSKI et al., 1997). El control de calidad y rechazo de los datos se realizó siguiendo los protocolos publicados por REVERTER et al., (2010) usando el programa PECADO basado en rutinas en MATLAB. Finalmente, para la estimación del carbono neto mensual asimilado o emitido por cada tratamiento, los valores de flujo rechazados o no medidos [47% del total de datos para “C” (de enero a diciembre de 2009) y 36% para “Ex” (de junio a diciembre 2009)] se rellenaron usando la técnica de distribución marginal de muestreo (REICHSTEIN et al., 2005). 4. Resultados Efecto de la madera quemada sobre la fertilidad del suelo La presencia de troncos de madera quemada hizo aumentar significativamente la mayor parte de fracciones libres y microbianas en el suelo (Tabla 2). Regeneración natural de pino resinero. La densidad de plantones al cabo de dos años fue de 31,6±6,2 plantas por transecto en Ramas, seguido de 5,9±2,7 en Control y 5,6±1,9 en Extracción (P=0.0002; ANOVA de una
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vía), lo que supone 6320 plantas por hectárea para R, 1180 para C, y 1120 para Ex. La biomasa de los pinos al cabo de tres años fue de 85,3±6,4 g en el tratamiento Ramas, seguido de Extracción (74,8±6.6) y Control (66,1±6.2: P=0,0673; muestras de las tres réplicas por tratamiento unidas). No obstante, tanto la altura total como el crecimiento de 2008 (elongación del tallo principal) fueron mayores en Control (65,0±2,8 cm y 25,8±1,6 respectivamente) o en Ramas (66,4±1,9 y 25,6±0,9) que en Extracción (51,8±1,4 y 18,7±0,8; P
