Sistemas silvopastorales establecidos con "Pinus radiata D. Don Y Betula Alba L." en Galicia, productividad, biodiversidad y sumideros de carbono : tesis doctoral

UNIVERSIDAD DE SANTIAGO DE COMPOSTELA ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR DEPARTAMENTO DE PRODUCCIÓN VEGETAL Sistemas silvopastorales establecidos con Pinus radiata D. Don y Betula alba L. en Galicia: productividad, biodiversidad y sumideros de carbono Tesis Doctoral Esther Fernández Núñez 2008 Te voy a presentar a los protagonistas de una pequeña historia, la historia de esta tesis, ellos son todos los que han hecho posible que ahora puedas tener en tus manos este trabajo y son aquellos a los que deseo agradecer de manera especial un montón de cosas… ...La primera protagonista es ella, la que hace más o menos cuatro años me dijo “quieres trabajar con nosotros” y ahí empezó todo, alguien que al principio vi como a una “jefa” y que poco a poco, con su paciencia, dedicación, consejos, con su manera de enseñar, hacer y deshacer una y otra vez, con sus ganas interminables de trabajar… se fue convirtiendo, poco a poco ,en alguien realmente especial, una amiga con la que pude reflexionar, “discutir”, que no se cansó de explicarme y volver a explicarme una y otra vez las mismas cosas y, sobre todo, alguien que estuvo ahí hasta el final gracias Rosa. …El siguiente protagonista es un hombre que parece serio y reflexivo, que inspira respeto pero que poco a poco con su manera de hablarte y tratarte y sobre todo, con su manera de reírse consigue que lo veas como a alguien cercano gracias Antonio. …Ahora me toca presentaros a las dos chicas de esta historia, las que me enseñaron a “jugar” con ácidos, tubitos, vasos, pipetas, digestiones, diluciones, con las que he pasado horas y horas delante de muestras que parecían interminables separando y separando especies, con las que he hablado y compartido mil y una cosas …lo hemos conseguido chicas!!! gracias Divina y gracias Teresa. …Los siguientes protagonistas son ellos, los que durante todo este tiempo han “cuidado” y “mimado” Castro, con los que he compartido días de frío y calor… gracias Javier, Pablo... …y ahora le toca a la más tranquila de todas y a él, que siempre conseguirá sacarte una sonrisa… gracias Rocío y Rubén. …y los últimos protagonistas de esta pequeña historia son ella, con la que he “arreglado” el mundo un montón de veces delante de un café y que desde hace mucho mucho tiempo ha estado siempre a mi lado y él, que apareció un buen día y con el que durante el último año he compartido largas largas horas de “cuentiños”… gracias Maite y gracias Félix. A mi familia A mi sobrino Alex Indice I INDICE I Justificación y Objetivos 1 II Introducción 1. Introducción…………………………………………………………………. 5 2. Los sistemas silvopastorales………………………………………………… 6 2.1 Productividad de los sistemas silvopastorales 7 2.2 Los sistemas silvopastorales: densidad y especie forestal 10 2.3 Los sistemas silvopastorales y su efecto en el suelo 13 3. Superficie forestal en Galicia……………………………………………….. 14 3.1 El Pinus radiata D. Don en Galicia 14 3.2 Betula alba L. en Galicia 16 4. Fertilización…………………………………………………………………... 17 4.1 Fertilización Nitrogenada y la producción de pasto 17 4.2 Fertilización fosfórica 19 4.3 Fertilización potásica 19 4.4 Fertilización con Lodos de Lechería 19 4.5 Fertilización arbórea 21 4.6 Fertilización en sistemas silvopastorales 23 5. Biodiversidad…………………………………………………………………. 23 5.1 Procesos que afectan a la biodiversidad 27 5.2 Estrategias de adaptación 28 5.3 Cuenta Atrás 2010, frenar la pérdida de la biodiversidad en Europa 29 5.4 Los sistemas silvopastorales y la biodiversidad 30 5.5 Tipos de perturbaciones y biodiversidad en sistemas silvopastorales 32 5.6 Medición de la biodiversidad 33 5.7 Modelos de medición 35 5.7.1 Medición de la biodiversidad alfa (α) 35 5.7.2 Medición de la biodiversidad beta (β 37 6. Fijación de carbono………………………………………………………… 38 6.1 Mercado de carbono 39 6.2 Ciclo del carbono 40 6.2.1 Sistemas silvopastorales: sus componentes y relación con el carbono 41 III Material y Métodos 48 1. Localización…………………………………………………………………... 48 2. Estudio climático……………………………………………………………... 49 2.1 Indices climáticos 50 2.2 Diagrama ombrotérmico de Gaussen 51 2.3 Balance hídrico 51 2.4 Diagrama boclimático 53 2.5 Clasificación climática de Thornthwaite 55 Indice II 2.6 Clasificación climática de Allué 56 2.7 Clasificación climática de Papadakis. Periodo de heladas 56 3. Estudio edafológico previo………………………………………………….. 57 4. Establecimiento y diseño experimental…………………………………….. 57 5. Trabajos de campo…………………………………………………………... 60 5.1 Recogida de las muestras de suelo 60 5.2 Medición del arbolado 60 5.3 Muestreo del pasto 61 6. Determinaciones en el laboratorio………………………………………….. 61 6.1 Determinaciones en suelo 61 6.1.1 Materia orgánica 62 6.1.2 Nitrógeno total en suelo 62 6.1.3 pH 62 6.2 Determinaciones en pasto 62 6.2.1 Producción 63 6.2.2 Biodiversidad 63 6.2.3 Composición específica 64 6.2.4 Diagramas de abundancia 64 6.2.5 Biodiversidad alfa (α) 65 6.2.5.1 Riqueza específica (S) 65 6.2.5.2 Estructura (Indices de abundancia proporcional) 65 6.2.5.2.1 Indice de Simpson 66 6.2.5.2.2 Indice de Shannon-Wienner 66 6.2.5.2.3 Equidad de Pielou 66 6.2.6 Biodiversidad beta (β) 67 6.2.6.1 Indices de similitud/disimilitud: Indice de Jaccard 67 6.2.6.2 Indices de reemplazo de especies:Indice de Magurran (1988) 68 6.2.6.3 Indice de Complementariedad 68 7. Carbono………………………………………………………………………. 69 7.1 Determinaciones de carbono en el estrato arbóreo 70 7.1.1 Biomasa aérea y radical 70 7.1.2 Hojarasca 71 7.2 Determinaciones de carbono en el componente suelo del sistema 72 7.3 Determinación de carbono en el componente herbáceo 72 7.3.1 Contenido de carbono en la parte aérea del estrato herbáceo 72 7.3.1.1 Determinación de la carga ganadera del sistema 72 7.3.2 Contenido de carbono en la parte radical del estrato herbáceo 75 7.4 Emisiones de carbono por parte del ganado 75 7.4.1 Cálculo de las emisiones de metano (CH4) 75 7.4.1.1 Cálculo de las emisiones procedentes de la fermentación entérica (Efer) 75 7.4.1.2 Cálculo de las emisiones procedentes del manejo del estiércol (Eest) 76 7.4.1.3 Cálculo del total de emisiones de CH4 procedentes del ganado 77 7.4.2 Estimación de las emisiones de óxido nitroso (N2O) 77 7.4.2.1 Emisiones de N2O procedentes de la estabulación 77 7.5 Estimación de las emisiones de N2O en el suelo 78 7.5.1 Estimación de las emisiones directas de N2O procedentes del suelo (excluyendo los efectos del pastoreo) 78 7.5.1.1 Emisiones procedentes del fertilizante sintético (Fsn) 78 7.5.1.2 Emisiones directas de N2O procedentes del estiércol utilizado como fertilizante 79 Indice III 7.5.2 Estimación de las emisiones directas de N2O procedentes del pastoreo de los animales 80 7.5.3 Estimación de las emisiones indirectas de N2O 80 7.5.3.1 Emisiones de NH3 y N2O procedentes de la deposición atmosférica 81 7.5.3.2 Emisiones procedentes de la lixiviación 81 7.5.4 Emisiones totales de N2O 81 8. Análisis estadístico…………………………………………………………. 82 IV Resultados y Discusión 1. Caracterización climática durante los años del ensayo……………………. 83 2. Materia orgánica……………………………………………………………... 86 3. Nitrógeno total en suelo……………………………………………………… 90 4. Relación C/N………………………………………………………………….. 94 5. pH……………………………………………………………………………… 97 5.1 pH en agua 97 5.2 pH ClK 101 6. Arbolado………………………………………………………………………. 103 6.1 Pinus radiata D. Don 103 6.2 Betula alba L. 110 7. Biomasa aérea anual en el estrato inferior………………………………….. 117 7.1 Pasto, material senescente y acículas caídas en el estrato inferior del sistema 120 7.2 Biodiversidad de especies vegetales vasculares 129 7.2.1 Inventario de especies 129 7.2.2 Composición florística 141 7.2.3 Diagramas de Abundancia 151 7.2.4 Tasa de reemplazo 157 7.2.5 Biodiversidad alfa 159 7.2.5.1 Riqueza específica (S) 159 7.2.5.2 Indices de abundancia proporcional Indice de Simpson (1λ) 162 7.2.5.3 Indices de equidad 166 7.2.5.3.1 Indice de Shannon-Wiener 166 7.2.5.3.2 Equidad de Pielou (1975) 169 7.2.6 Biodiversidad beta 172 7.2.6.1 Indice de similitud de Jaccard 172 7.2.6.2 Indice de reemplazo de especie: índice de Magurran (1988) 174 7.2.6.3 Complementariedad 175 8. Carbono………………………………………………………………………... 179 8.1 Estrato arbóreo 179 8.1.1 Biomasa aérea y radical del estrato arbóreo 179 8.1.2 Hojarasca 184 8.2 Contenido de carbono en suelo 189 8.3 Estrato herbáceo 191 8.3.1 Parte aérea 191 8.4 Estimación de las emisiones del ganado 193 8.4.1 Carga ganadera del sistema 195 Indice IV 8.4.2 Estimación de las emisiones de metano (CH4) 196 8.4.3 Emisiones de N2O 198 8.5 Estimación de las emisiones de N2O en el suelo 200 8.5.1 Estimación de las emisiones directas de N2O procedentes del suelo (excluyendo el efecto del pastoreo) 200 8.5.2 Estimación de las emisiones directas de N2O procedentes del pastoreo de los animales 203 8.5.3 Estimación de las emisiones indirectas de N2O 203 8.6 Balance Final de Carbono 207 V Conclusiones…………………………………………………………………... 214 Bibliografía …………………………………………… 219 Anexo 1 Anexo 2 Indice de tablas V INDICE DE TABLAS I Introducción Tabla 1. Concentraciones de Cu, Zn, Cr, Ni, Pb, Cd y Hg (mg/kg) en un lodo procedente de aguas residuales municipales y en uno de lechería, valores límites indicados por la ley española (RD1310/90)…………………………………………………………..................................... 21 Tabla 2. Tipo de intervenciones/perturbaciones en una masa forestal (Fuente: Terradas, 2001)…....... 33 Tabla 3. Media de las concentraciones de carbono (mg/gr) en los diferentes componentes de Pinus pinaster, Pinus radiata, Eucalyptus globulus y Quercus robur (Balboa, 2005)...................... 43 Material y Métodos Tabla 4. Evapotranspiración potencial de la zona de estudio. k: constante bioclimática; Tm: temperatura media mensual de los últimos 30 años (ºC); Pm: precipitación media mensual de los últimos 30 años (mm); ETP: evapotranspiración potencial (mm); e: evapotranspiración residual (mm)……………………………………………………………. 52 Tabla 5. Balance hídrico de la zona de estudio. Pm: precipitación media mensual (mm); ETP: evapotranspiración potencial (mm); D: disponibilidad hídrica (mm) suponiendo una capacidad de retención del suelo de 100 mm; s: sobrante hídrico (mm); d: déficit hídrico (mm)………………………………………………………………………………………….. 53 Tabla 6. Coeficiente de pluviosidad (Cp) e intensidades bioclimáticas (ubc) potencial (IBP), fría (IBF) y real (IBR) mensuales y anuales de la zona de estudio………………………………. 54 Tabla 7. Distribución espacial de las parcelas establecidas y de los tratamientos aplicados en ellas. Donde A, B y C son bloques de parcelas y de 1 a 12 son los tratamientos aplicados en ellas (a), para cada marco de plantación 2x2 (b) y 3x4 (c)………………………………………... 58 Tabla 8. Composición y aporte de nutrientes con el lodo procedente de industria láctea aplicado en las parcelas fertilizadas con lodo (L). (Fuente: Rigueiro-Rodríguez et al., 2000)…………… 59 Tabla 9. Valores de los parámetros a y b de la función Y = CF*A*db, del coeficiente de determinación ajustado (R2) y el error estándar de la estimación (SEE) para cada especie y fracción de biomasa, donde: CF: factor de corrección calculado a partir del error estándar de la estimación SEE; d: diámetro (cm); BT: Biomasa aérea total del árbol; BF: Biomasa del fuste; BR7: biomasa de las ramas de diámetro mayor de 7 cm; BR2-7: biomasa de las ramas de diámetro entre 2 y 7 cm; BR2: biomasa de las ramas de diámetro menor de 2 cm; BA: biomasa de las acículas; BH: biomasa de las hojas y Br: biomasa de la raíz…………… 71 Resultados y Discusión Tabla 10. Resultado del análisis de varianza de la materia orgánica, donde: ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo); *: p< 0,05; **: p<0,01; ***: p<0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………………………………………………………………………. 86 Tabla 11. Resultado del análisis de varianza del nitrógeno total en suelo, donde: ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo); *: p< 0,05; **: p< 0,01; ***: p< 0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………………………………………………………………………. 90 Indice de tablas VI Tabla 12. Resultado del análisis de varianza de la relación C/N, donde: ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo); *: p< 0,05; **: p< 0,01; ***: p< 0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………………………………………………………………………. 94 Tabla 13. Resultado del análisis de varianza del pH en suelo medido en agua, donde: ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p<0,05; **: p< 0,01; ***: p< 0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………………………………………………………………...……. 97 Tabla 14. Resultado del análisis de varianza del pH medido en ClK, donde: ns: no existe efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo); *: p<0,05, ***: p< 0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos……………... 102 Tabla 15. Resultado del análisis de varianza realizado para la variable Altura, de la especie Pinus radiata D. Don donde ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p< 0.05, **: p < 0.01; ***: p < 0.001. Marco de plantación 2x2 y 3x4. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………………………………………………………………………. 104 Tabla 16. Resultado del análisis de varianza realizado para la variable Diámetro de la especie Pinus radiata D. Don donde ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p< 0.05, **: p < 0.01;***: p < 0.001. Marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………………………………………………………………………. 108 Tabla 17. Resultado del análisis de varianza realizado para la variable altura, de la especie Betula alba L., donde ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p< 0.05, **: p< 0.01; ***: p < 0.001. Marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………………………………………………………………………. 111 Tabla 18. Resultado del análisis de varianza realizado para la variable Diámetro, de la especie Betula alba L. donde ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p< 0.05, **: p< 0.01, ***: p < 0.001. Marco de plantación 2x2 y 3x4. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………. 113 Tabla 19. Resultado del análisis de varianza realizado para la biomasa en el piso inferior donde, ns: no significativo; *: p<0,05; **: p<0,01; ***: p<0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos………………………………... 116 Tabla 20. Resultado del análisis de varianza para los componentes de biomasa aérea del sotobosque: pasto, material senescente y acículas, para los diferentes cortes realizados, donde, M.Sen: material senescente; ns: no significativo; *: p<0,05; **: p<0,01; ***: p<0,001. Marco 2x2 y 3x4 m. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………………………………………………………………………. 120 Tabla 21. Relación anual de especies presentes durante los años 1995, 2000 y 2005 en las dos densidades de plantación y bajo las dos cubiertas arboladas. Clase: D: Dicotiledónea, M: Monocotiledónea, Ciclo: A: anual, P: perenne, B: bienal……………………………………. 131 Tabla 22. Distribución europea y nacional de las especies citadas a lo largo de los años de estudio…... 135 Tabla 23. Resultado del análisis de varianza evaluado para la composición florística durante los diferentes cortes realizados en los tres años de estudio donde ns: no significativo; *: p<0,05; **: p<0,01; ***: p<0,001. Aca: Agrostis capillaris L., Dau: Daucus carota L.; Dg: Dactylis glomerata L.; H: Holcus spp., Lp: Lolium perenne L., Pl: Plantago lanceolata L., Ta: Taraxacum officinale Weber; Tr: Trifolium spp. Marco 2x2 m. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos…………………. 142 Indice de figuras XIII Figura 35. Composición botánica para los años 1995, 2000 y 2005, para cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos……………………………………….. 149 Figura 36. Diagramas de abundancia correspondientes a los tres periodos de estudio (1995, 200, 2005) en las parcelas desarrolladas bajo cubierta de pino y abedul, establecidas con mezcla de dactilo (Dg) a marcos de plantación 2x2 y 3x4 m…………………………………………………………………………………… 153 Figura 37. Diagramas de abundancia correspondientes a los tres periodos de estudio (1995, 2000, 2005) en las parcelas desarrolladas bajo cubierta de pino y abedul, establecidas con mezcla de raigrás (Lp) a marcos de plantación 2x2 y 3x4 m…………………………………………………………………………………… 154 Figura 38. Variación del promedio anual de especies durante los tres años de estudio, para cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………… 161 Figura 39. Indice de Simpson Anual (1-λ), para cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………………………………………………………... 164 Figura 40. Efecto del tratamiento de fertilización sobre el índice estructural de Simpson (1-λ) para los dos marcos de plantación establecidos, donde: L: fertilización con lodos, M: fertilización mineral y NF: no fertilización……………………………... 165 Figura 41. Variación anual del Indice de Shannon para cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………………………………………… 168 Figura 42. Variación anual del índice de Pielou para cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………………………………………………………... 171 Figura 43. Esquema del contenido de carbono (t/ha) en las diferentes partes del estrato arbóreo para Pinus radiata D. Don. y Betula alba L. establecidos a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Donde: M: fertilización mineral, L: fertilización con lodo. NF: No fertilización………………………………………………………….. 187 Figura 44. Contenido de carbono en el suelo (año 2005), en t/ha, en las parcelas establecidas bajo cubierta de pino y abedul a marco de plantación 2x2 y 3x4. Donde: L: fertilización con lodo, M: fertilización mineral y NF: no fertilización…………….. 190 Figura 45. Contenido de carbono total (t C/ha) en el estrato herbáceo de los diferentes tratamientos evaluados establecidas bajo cubierta de pino y abedul a marco de plantación 2x2 y 3x4. Donde: L: fertilización con lodo, M: fertilización mineral y NF: no fertilización………………………………………………………………… 194 Indice de figuras XIV Figura 46. Estimación del equivalente de emisiones de CO2 procedentes del manejo del ganado para los diferentes tratamientos estudiados. Marco 2x2 m………………... 199 Figura 47. Estimación del equivalente de emisiones de CO2 procedentes del manejo del ganado para los diferentes tratamientos estudiados. Marco 3x4 m………………... 199 Figura 48. Equivalente de CO2 (t/ha) de las emisiones de N2O en suelo de las parcelas repobladas con Pinus radiata D. Don y Betula alba L. a marco 2x2 y 3x4, para los tratamientos de fertilización mineral (M), fertilización con lodo (L) y no fertilización (NF) en ambos espaciamientos del arbolado…..................................... 205 Figura 49. Balance del ciclo de carbono (t C/ha) en los sistemas establecidos bajo cubierta de pino, fertilizados con abono mineral (M) y lodo (L) y establecidos a marco de plantación 2x2 y 3x4……………………………………………………………… 209 Figura 50. Balance del ciclo de carbono (t C/ha) en los sistemas establecidos bajo cubierta de abedul, fertilizados con abono mineral (M) y lodo (L) y establecidos a marco de plantación 2x2 y 3x4……………………………………………………………… 210 Figura 51. Contribución al ciclo global de secuestro de carbono en el sistema de cada uno de los componentes estudiados en los tratamientos establecidos bajo cubierta de pino a marco 2x2 y 3x4………………………………………………………………….. 212 Figura 52. Contribución al ciclo global de secuestro de carbono en el sistema de cada uno de los componentes estudiados en los tratamientos establecidos bajo cubierta de abedul a marco 2x2 y 3x4………………………………………………………….. 213 I. Justificación y Objetivos Justificación y Objetivos 1 Justificación Los beneficios de los sistemas silvopastorales son de tipo económico, medio ambiental y social, permitiendo un desarrollo sostenible del terreno forestal en muchos casos. La Agenda 21, documento elaborado en la Conferencia Mundial sobre el Medio Ambiente y Desarrollo Sostenible organizada por Naciones Unidas en Río de Janeiro en 1992 y en el que se sientan las bases del Plan de acción que debe ser implementado a nivel global, nacional y local en cada área en la que el hombre produce un impacto en el medio ambiente, menciona los sistemas agroforestales o agroselvícolas (y por tanto los silvopastorales) como sistemas sostenibles de manejo a promover para luchar contra la deforestación, ordenar ecosistemas frágiles, promover el desarrollo sostenible de las zonas de montaña, fomentar la agricultura y el desarrollo rural sostenibles y conservar la diversidad biológica (Mosquera et al., 2007). Más recientemente, el apoyo a la Agenda 21 se hace también explícito en la Declaración del Milenio (2000) y en la Cumbre de Johannesburgo (2002). Sin embargo, el uso extensivo de los sistemas Agroforestales y Silvopastorales en Europa es reducido en áreas no pertenecientes a los Países Escandinavos y Mediterráneos. Este aspecto cambiará previsiblemente a corto plazo, ya que la última directriz sobre Desarrollo Rural de la UE establece que la implantación de sistemas silvopastorales debe ser apoyada con ayuda directa, al igual que la reforestación de tierras agrícolas (Regulación EC No 1698/2005 del 20 de Septiembre del 2005 relativa al desarrollo rural y elaborada por el Fondo Agrícola Europeo para el Desarrollo Rural (EAFRD)). Entre los aspectos más importantes que los sistemas silvopastorales fomentan y, que se enmarcan dentro del plan de trabajo propuesto por la Agenda 21 y la Unión Europea, están el uso múltiple, la biodiversidad, la protección del medio ambiente, la protección de la salud y la mejora del paisaje. Los sistemas silvopastorales pueden emplearse en áreas típicamente agrícolas o forestales. En el primer caso ayudarán a la extensificación de los sistemas exclusivamente agrícolas y ganaderos, subvencionada por las políticas agroambientales europeas, que promueven la reducción de la carga ganadera, del empleo de fertilizantes (limitando así el poder contaminante de los nitratos) y el incremento del uso eficiente de los recursos naturales (uso múltiple). Justificación y Objetivos 2 La superficie forestal arbolada en Europa se ha incrementado continuamente en los últimos años. En el caso de Galicia ésta ha aumentado de 1 a 1,6 millones de hectáreas en la última década (Rigueiro, 2000). Si se quiere producir madera gruesa de calidad en turnos reducidos es conveniente utilizar selviculturas de baja densidad o espaciamiento amplio (a veces con plantaciones iniciales densas y posteriores clareos y claras), lo que permitirá la entrada de luz al sotobosque con el consiguiente desarrollo de matorral que favorece los incendios forestales, a cuya prevención se destina una parte importante del presupuesto del gobierno gallego. Una solución viable es el establecimiento de pasto herbáceo bajo esa cubierta arbórea y permitir el pastoreo que evite una reinvasión de matorral. Pinus radiata D. Don es una especie ampliamente empleada en Galicia en repoblaciones forestales en las últimas décadas y en especial en la provincia de Lugo en la que es la especie más empleada (Dans de Valle et al., 1999). En las explotaciones forestales los costes de desbroce suponen una parte importante de los gastos de mantenimiento. Por otra parte, se trata de una especie utilizada extensamente en sistemas silvopastorales en zonas de clima similar al de Galicia (Rigueiro et al., 2005), por lo que consideramos que estos sistemas se pueden potenciar en el futuro en nuestra región, debido a las ventajas económicas (incremento de la renta global y acortamiento del periodo de retorno de los beneficios de las inversiones, reducción de los costes de mantenimiento de las plantaciones), sociales (potenciación del uso recreativo del monte, turismo rural...) y ambientales (mejora de la diversidad biológica, reducción del riesgo de incendios…) que ofrecen. La evaluación del uso de especies forestales autóctonas frugales, como Betula alba L., empleada antaño en sistemas agroforestales en Galicia y con mayor potencial para la producción de pasto que el pino insigne (copas más claras) puede contribuir a mejorar la productividad de estos sistemas. Galicia es una región en la que alrededor de dos tercios de su superficie está clasificada como forestal, si bien es el sector ganadero el que genera la mayor parte de la renta agraria, por lo que una combinación de ambos sectores podría significar un aumento de productividad y un mejor cuidado del medio ambiente (Fernández-Núñez, et al. 2007). De hecho, al tratarse de un sistema que utiliza más y mejor los recursos, la productividad es mayor que si se estableciesen sus componentes forestal y ganadero en unidades físicas separadas (Sharrow, 1997; Fernández-Núñez et al., 2007). El aumento de la productividad total con respecto a sistemas agrícolas o forestales se estima que Justificación y Objetivos 3 puede llegar hasta un 25 o un 50% en países como España, Francia, Estados Unidos y Reino Unido (Mosquera-Losada et al., 2001; Fernández-Núñez et al., 2007). Desde un punto de vista ecológico los sistemas silvopastorales promueven la biodiversidad a través de la creación de áreas heterogéneas originadas por los animales (distribución de heces, selección del pasto…) y el arbolado (gradación de sombras). Pueden actuar como corredores ecológicos entre zonas forestales y agrícolas, reduciendo la fragmentación de hábitats e incrementando las áreas para las especies que se desarrollan en ellos, como las aves o insectos. Por otra parte, es importante recordar que Europa posee cerca del 50% de razas animales domésticas en peligro de extinción (FAO, 1998) y los sistemas silvopastorales son adecuados para preservar las razas autóctonas animales adaptadas a zonas marginales, en las que las razas ganaderas convencionales no se desarrollan bien. La protección del ambiente promueve a través de la regulación del ciclo hidrológico y la captura, por parte del arbolado, del nitrógeno, fósforo y otros nutrientes que no utiliza el pasto (reciclaje de nutrientes desde las capas más profundas del suelo a las más superficiales), que conlleva la mejora de la calidad del agua y del suelo. Con los sistemas silvopastorales también se produce un aumento en el secuestro de carbono en comparación con los sistemas exclusivamente agrícolas, lo que ayudaría a ralentizar el proceso de cambio climático. Este aumento del secuestro de carbono se sustenta en el hecho de que el volumen de suelo explorado por las raíces es mayor en el componente arbolado que en el herbáceo. La protección de la salud se alcanza a través de la reducción de los efectos de la polución. Por otro lado, el silvopastoralismo incrementa la belleza del paisaje y potencia su conservación y amenidad, favoreciendo el turismo, que asegura el uso social y recreativo del territorio rural (Rigueiro et al., 2005). La densidad del arbolado es un factor que modificará la relación productiva entre el componente forestal y el pascícola. El pasto de los sistemas silvopastorales necesita de cierta dosis de fertilización para su establecimiento y desarrollo. Los lodos de depuradoras industriales o urbanas pueden actuar como fertilizantes, lo que permite reciclarlos, reduciendo su acumulación en vertederos, con ventajas ambientales e incluso económicas (Mosquera et al., 2001). Justificación y Objetivos 4 El trabajo que presentamos a continucación se ha realizado en un sistema silvopastoral establecido con Pinus radiata D. Don y Betula alba L. sobre terreno agrícola abandonado. Las dos cubiertas arboladas se han implantado a dos densidades de plantación (2500 pies/ha y 833 pies/ha) y sobre padrera artificial de dactilo o raigrás inglés en las cuales se ha aplicado fertilización con lodos de industria láctea y abono mineral utilizando una pradera control sin fertilizar. Los objetivos que se han planteado fueron, evaluar después de 10 años de desarrollo del sistema, los efectos de dicho sistema sobre la fertilidad del suelo, la producción de pasto y el desarrollo del arbolado, la biodiversidad de plantas vasculares y adventicias y la capacidad de secuestro de carbono. II. Introducción Introducción 5 1. INTRODUCCIÓN La Comunidad Autónoma de Galicia tiene una extensión de 29.575 km2 y cuenta con una población de 2.764.250 habitantes (año 2005). El territorio gallego se caracteriza por la existencia de una importante diversidad geográfica entre las zonas del interior, donde se sitúan las principales sierras, las mesetas y las depresiones, y la zona costera y de litoral. La mayor parte de la superficie se encuentra situada por debajo de los 600 m de altitud (69%). Presenta además, clima oceánico, con una temperatura media que se suaviza en las zonas de costa y goza de precipitaciones abundantes (Xunta de Galicia, 2007), encontrándose dentro de la región bioclimática atlántica (EEA, 2003). Tanto el territorio, como la población, presentan un carácter marcadamente rural (de los 315 municipios existentes, 249 se consideran rurales) en comparación con el resto de España y Europa (INE, 2006). La densidad de población es muy diferente entre las provincias costeras y las del interior así, los únicos municipios que superan 100 hab/km2 se localizan en A Coruña y Pontevedra mientras que, las provincias interiores de Lugo y Ourense tienen densidades de población muy reducidas siendo muy numerosos los municipios con menos de 25 hab/ km2 (INE, 2006). La estructura productiva de la economía gallega muestra un importante peso del sector primario y una baja integración del sector servicios (Xunta de Galicia, 2007). El sector agrario desempeña un importante papel en la realidad socioeconómica de Galicia. La principal actividad de este sector es la ganadería (61% de la producción agraria) y dentro de ella, destaca el subsector bovino (43% de la producción agraria) mientras que el subsector porcino se caracteriza por la convivencia de la producción familiar e industrial y, el sector caprino y ovino, pese a las excelentes condiciones que reúne una gran parte del territorio gallego, es en la mayoría de los casos una fuente de ingresos complementaria o de autoconsumo (Xunta de Galicia, 2007). Por otro lado, el espacio forestal gallego, según datos de la Consellería do Medio Rural, abarca el 68,96% de la superficie geográfica total (69,4% según el III IFN, 1998) representando el 10,72% de la superficie forestal española (INE, 2002) lo cual muestra la extraordinaria relevancia y dimensión de este sector en Galicia, siendo la producción maderera el principal aprovechamiento, señalar que Galicia aporta el 50% de los productos forestales de España (Rigueiro-Rodríguez et al. 2005b). La mayor parte de esta superficie (32,18%) se concentra en la provincia de Lugo. Esta superficie se encuentra prácticamente en su totalidad (98%) en manos privadas bien, en particulares (68%) o bien, en manos de comunidades de montes vecinales en mano común (MVMC) Introducción 6 (30%). En el caso de las primeras, la superficie media es inferior a 2 ha y, normalmente divididas en varias parcelas mientras que, en el caso de los MVMC la superficie media es de 230 ha (Xunta de Galicia, 2007). En la actualidad, dichos montes se encuentran en situación de abandono e infravalorados y por su dimensión podrían ser una fuente de riqueza y de aprovechamiento multifuncional y acoger unidades de producción viables representando la base territorial idónea para iniciar proyectos silvopastorales (Xunta de Galicia, 2006). Recientemente, el gobierno gallego (Orden de 12 de Julio de 2007) ha establecido las bases reguladoras de las ayudas para programas de valorización integral y promoción de la multifuncionalidad del monte gallego. Estas iniciativas tienen como objetivo obtener un mejor aprovechamiento de los recursos del monte así como la ordenación de los distintos usos y la promoción de acciones colectivas en este marco y en el de la prevención de incendios forestales como medida complementaria de protección. En este apartado las ayudas podrán llegar al 60% en zonas desfavorecidas o incluidas en la Red Natura 2000 y al 50% en el resto de las zonas, sin superar el importe máximo de 120.000 € por proyecto indicando que se podrán subvencionar entre otras, las inversiones en proyectos silvopastorales incluyendo, dentro de estas inversiones, aquellas relacionadas con la mejora de la estructura de la masa arbórea para su aprovechamiento por pastoreo bajo arbolado, la instalación de cierres perimetrales para el manejo del ganado y protección de las repoblaciones, bebederos y balsas de agua con capacidad y diseño tal que puedan ser utilizadas como puntos de agua para la extinción de incendios forestales, la realización de desbroces y quemas controladas y la realización de plantaciones a densidad adecuada para la que éstas sean compatibles con las producciones permitiendo el control del matorral mediante el pastoreo. Como vemos, se ha iniciado la potenciación de los sistemas agroforestales en Galicia a través de diferentes subvenciones y medidas de tipo político. 2. Los sistemas silvopastorales La agroselvicultura es una práctica ancestral en todo el mundo que consiste en la combinación de un componente leñoso (árboles o arbustos) con cultivos y/o animales en la misma unidad de gestión de tierra, estableciéndose entre los componentes interacciones tanto ecológicas como económicas (Nair, 1989; Mosquera-Losada et al. 2007). El estrato arbóreo del sistema desempeña una serie de funciones entre las que destacan producción de madera o proporcionar alimento (fresco o conservado) para el Introducción 13 2.3 Los sistemas silvopastorales y su efecto en el suelo El efecto de los sistemas silvopastorales sobre el suelo dependerá de factores como la especie forestal, la densidad de plantación, el tipo de animal y la carga ganadera. El efecto provocado por las especies forestales sobre el pH del suelo es muy diferente si comparamos las coníferas con las frondosas así, en el caso de las coníferas de crecimiento rápido su desarrollo provoca un efecto acidificante del suelo ya que, las extracciones de nutrientes realizadas por este tipo de especies es mayor que en el caso de las frondosas (exceptuando el eucalipto) debido, por una parte a que se trata de especies de crecimiento rápido y por otro parte a que son especies de hoja perenne por lo que la reposición de nutrientes al suelo se reduce considerablemente en comparación con las frondosas normalmente especies de crecimiento más lento y sobre todo si son de hoja caduca (Mosquera-Losada et al. 2006; Moreno et al., 2007). Por otro lado, esta reducción del pH en el caso de las coníferas (Mosquera-Losada et al., 2006) también se ve favorecida por la densidad de plantación establecida ya que, en el caso de sistemas silvopastorales establecidos a densidades elevadas, la tangencia de copas se alcanza antes que en el caso de las densidades reducidas provocando una disminución importante de la radiación que llega al suelo ralentizándose los procesos biológicos de mineralización de la materia orgánica y una mayor caída de acículas al suelo las cuales tienen efecto acidificante (Mosquera-Losada et al., 2006). Señalar además que, los sistemas silvopastorales creados sobre a partir de tierras agrícolas abandonadas, en general suelen establecerse en suelos con buenos niveles de fertilidad, pero precisan ser fertilizados sobre todo con nitrógeno, fósforo y potasio, para que así el suelo recupere los nutrientes perdidos y las especies herbáceas persistan frente a las arbustivas (Mosquera-Losada et al., 2005). Esto hace que se genere un tapiz de mayor calidad que el arbustivo y que es aprovechado por el ganado para su alimentación, disminuyendo así el riesgo de incendios. En relación al tipo de animal y la carga ganadera se sabe que cuando la vegetación del sotobosque cubre el suelo en una fracción inferior al 90% y la pendiente del terreno supera el 20-30% el peligro de erosión se acentúa con el pisoteo del ganado, sobre todo si son cabras, ya que éstas ejercen una importante presión con sus pezuñas sobre el suelo (Mosquera-Losada et al., 2001). Hemos de tener en cuenta además que, la compactación del terreno debida al pisoteo del ganado tiene inconvenientes como son la menor aireación del suelo, la reducción de la capacidad de infiltración del agua, la dificultad para el desarrollo de las raíces y para la regeneración natural de algunas especies arbóreas. Introducción 14 Por lo tanto, es necesario un buen planteamiento inicial de los sistemas silvopastorales que mejoren, en la medida de lo posible, la fertilidad edáfica y que limiten los efectos negativos del pisoteo con respecto a la erosión edáfica, éstos mejoran la conservación del medio ambiente y, reducen de forma importante el riesgo de incendios, ya que el ganado se alimenta del pasto natural del sotobosque, reduciendo así la cantidad de combustible vegetal existente en el mismo (Rigueiro et al., 2001). 3. SUPERFICIE FORESTAL EN GALICIA La superficie forestal de Galicia representa el 69,4 % de la superficie de la región siendo más del 50 % terreno arbolado (III IFN, 1998). En términos comparativos, es la región española más densamente arbolada, constituyendo el monte gallego un 8 % de las masas arbóreas del país (III IFN, 1998). Dentro del contexto comunitario, tan sólo Suecia y Finlandia sobrepasan el porcentaje de superficie forestal de esta comunidad española (UNECE/ FAO, 2000). Hoy en día en el territorio gallego nos encontramos con un paisaje netamente forestal comparable al existente en otros países europeos de amplia tradición forestal, en el que predominan especies de crecimiento rápido destinadas a la producción industrial de madera (Marey et al., 2004). Las especies arbóreas con mayor presencia en Galicia son: Pinus pinaster Ait (390.000 ha), Quercus robur L. (195.000 ha), Eucalyptus globulus Labill (159.000 ha), Quercus pyrenaica Willd (101.000 ha), Pinus sylvestris L. (64.000 ha) y Pinus radiata D. Don (60.000 ha) (III IFN, 1998). La importancia del territorio forestal en Galicia y el empleo de especies exóticas en repoblación como Pinus radiata D. Don nos llevó a iniciar el estudio de sistemas silvopastorales con esta especie en aspectos relacionados con la productividad y el medio ambiente (biodiversidad, secuestro de carbono…) y compararlos con especies autóctonas como el abedul. 3.1 El Pinus radiata D. Don en Galicia El Pinus radiata D. Don es una especie cuyo porte varía según la espesura en que se haya desarrollado de manera que, en densidades normales como en las repoblaciones artificiales, forma durante 40 ó 50 años, copas estrechas y puntiagudas que dan a sus masas la silueta de abetales de picea, luego dejan de crecer en altura y tienden a aplanarse, si el sitio es resguardado y de suelo profundo, la altura de los pies dominantes puede llegar a 40 m, pero en los sitios peores, más expuestos o de suelo Introducción 15 superficial, no pasan de 10 m (Dans del Valle et al., 1999). Es muy rara la presencia de diámetros superiores al metro debido a la corta vida de este árbol que no suele durar más de 100 años en sus bosques naturales (Dans del Valle et al., 1999). Pinus radiata D. Don es una especie forestal originaria de la costa noreste americana que se ha extendido de forma notable al resto del mundo, siendo especialmente importantes las masas de Nueva Zelanda o Chile (Dans del Valle et al., 1999). La evolución del Pinus radiata D. Don en Galicia presenta notables variaciones, ya que la superficie ocupada por esta especie ha variado a lo largo de los años, desde que se inició su expansión en Galicia al inicio del siglo pasado, expansión que se vio limitada por la aparición de numerosas enfermedades (Dans del Valle et al., 1999) En el año 1950 el pino insignis es introducido en las provincias de Lugo y A Coruña a través de los trabajos del Patrimonio Forestal del Estado, que con posterioridad fueron continuados por el ICONA. El III IFN señala que Galicia cuenta con 89.915 ha arboladas de pino insigne con fracción de cabida cubierta superior al 20% si bien, se reconoce que únicamente 59.198 ha revisten cierta entidad superficial, donde la especie es dominante. Hoy en día, el Pinus radiata D. Don es un de las especie de mayor importancia en Galicia, muy por detrás del Eucalyptus globulus Labill. y del Pinus pinaster Ait, tanto por su extensión superficial como por el volumen de cortas de madera que genera su aprovechamiento. Las existencias totales de madera en Galicia se encuentran entorno a 135.253.945 m3 con corteza (III IFN, 1998), de las cuales un 63,7% corresponden a Pinus pinaster Ait. y Eucaliptus spp., seguido de Quercus robur L. con un 12,8% y Pinus radiata D Don con un 6,2%. En la provincia de Lugo, la superficie forestal ocupa el 67,72% de la superficie total siendo un 42,75% monte arbolado. La especie Pinus radiata D. Don ocupa en esta provincia una superficie cifrada en 43.422 ha y sus existencias totales casi superan los 6 millones de m3 con corteza. Si comparamos estas cifras con las reflejadas para la especie Pinus pinaster Ait. cuya superficie se estima en 127.108 ha y sus existencias en 10,6 millones de m3 con corteza, vemos como el pino insigne, aunque con menor superficie presenta un volumen de existencias mucho mayor que pinaster. Una gran parte de los propietarios forestales se sienten inclinados a elegir esta especie como medio de reforestar tierras agrarias, debido al crecimiento moderadamente rápido de la especie y a la versatilidad de su madera, apta para distintos usos industriales. El programa de forestación de tierras agrarias comenzó en Galicia en Introducción 16 Noviembre de 1993 a través de los Reglamentos (CEE) nº 2080/1992, nº 1257/1999 y de las sucesivas órdenes de la Xunta de Galicia. Durante los años sucesivos fueron muchas las hectáreas de superficie de terrenos con un anterior uso agrícola las que se transformaron en plantaciones forestales de Eucalyptus spp. y especies de pinos (Pinus pinaster Ait y Pinus radiata D. Don, principalmente). En concreto, desde 1993 hasta 2000 se han repoblado 62885 ha principalmente de estas tres especies forestales (PérezCruzado et al. 2006). 3.2 Betula alba L. en Galicia El abedul es una especie que puede superar los 20 m de altura y su diámetro normal alcanzar los 50 cm o más. Esta caducifolia se caracteriza por tolerar suelos de elevada acidez, pobres en nutrientes e incluso con encharcamiento estacional (VillarinoUrtiaga, 1983). Especie de luz que no soporta la sombra para su regeneración se ve favorecida por las elevadas densidades de plantación las cuales, favorecen la poda natural pero debe ser objeto de tratamientos precoces de clareos para obtener un buen desarrollo de la copa tanto en altura como en anchura y, alcanzar una buena velocidad de crecimiento en diámetro del tronco (Villarino-Urtiaga, 2004). Especie a la que se le atribuye un gran valor como mejoradora del suelo por lo que, en algunos países se utiliza como acompañante para el establecimiento de otras especies. Su valor paisajístico es importante por el verde claro de sus hojas y el blanco de su tronco empleándose habitualmente en jardinería. Los datos obtenidos en el III IFN señalan una presencia destacada del abedul en Galicia, con una tendencia a incrementar sus efectivos lo que hace que sea de esperar que en el futuro, dicha especie tenga una importante industria forestal (VillarinoUrtiaga, 2004). El volumen maderable de Betula spp. en Galicia es de alrededor de 3,5 millones de m3 con corteza (III IFN, 1998), destacando sobre todo la provincia de Lugo con 2 millones de m3 cc correspondiéndose dicha cifra con un 66% de la producción de madera (m3 cc) siguiendo en orden de importancia Ourense con un 13%, A Coruña 11% y finalmente Pontevedra con el 10%. La estimación de árboles con tamaño óptimo para la corta final, es decir, aquellos con un diámetro normal superior a 30 cm, es de unos 830.000 pies en toda Galicia lo que equivale a 3.300 ha de masa forestal y a unas existencias aproximadas de 438.00 m3 con corteza (Villarino-Urtiaga, 2004). Introducción 17 4. FERTILIZACIÓN La fertilización es una práctica de manejo ligada al aumento de productividad que provoca del estrato aéreo (pasto o arbolado) el incremento edáfico de nutrientes. La fertilización forestal suele utilizarse en los primeros estadíos de la vida de la masa ya que suele mejorar el desarrollo inicial de la masa y su crecimiento, sobre todo si no hay competencia con otros componentes. A medida que avanza la vida de la masa, se convierte en una operación no rentable, y por lo tanto no se suele realizar. Esto no quiere decir que no exista incremento en el crecimiento forestal al mejorar la fertilidad edáfica, lo que si podemos obtener cuando fertilizamos el componente herbáceo en sistemas agroforestales. La fertilización en los sistemas silvopastorales es una forma de incrementar la producción de pasto que puede favorecer a las especies herbáceas en su competencia con las arbóreas en los primeros estadios no obstante, deben potenciarse estrategias de fertilización que favorezcan el crecimiento conjunto del pasto y el arbolado (MosqueraLosada et al. 2006; Rigueiro-Rodríguez et al., 2000). La fertilización se puede aplicar de forma orgánica e inorgánica. El fertilizante orgánico es toda sustancia de origen animal, vegetal o mixto que se añade al suelo para mejorar su fertilidad, mientras que un fertilizante mineral es una sustancia de origen artificial, formada a partir de la unión de diversos elementos químicos en laboratorio. El efecto de la fertilización con abonos inorgánicos sobre la producción de pasto ha sido extensamente estudiado en Galicia, siendo más recientes los estudios del efecto de la fertilización orgánica sobre la producción agroforestal (Mosquera-Losada et al., 1996, 1999; López-Díaz et al., 2001; López-Mosquera et al., 2000). Los fertilizantes orgánicos más ampliamente evaluados por su capacidad fertilizante son los abonos producidos dentro de la explotación (purín) y los producidos fuera de la misma (lodos de depuradora urbana y lodos de lechería). 4.1 Fertilización Nitrogenada y la producción de pasto Cuando la concentración de nitrógeno asimilable en suelo es insuficiente para que la planta se desarrolle con normalidad, la aplicación de fertilizantes nitrogenados es la forma más sencilla para que el agricultor incremente su producción de pasto (Mosquera-Losada et al., 1999). La mayor parte del nitrógeno aplicado con los fertilizantes está en forma nítrica o amoniacal, o se convierte pronto en una de estas dos formas, que son muy solubles. Introducción 18 La fertilización nitrogenada estimula el crecimiento del tejido nuevo con alto contenido proteico y bajo contenido de pared celular y lignina, aumentando la digestibilidad de la materia seca de las hojas y del pasto. Por otro lado, las aplicaciones altas de nitrógeno hacen que la planta se desarrolle con mayor rapidez alcanzando antes el periodo de floración, con el consiguiente desarrollo de tallos y reducción de la digestibilidad. Las condiciones meteorológicas de la zona influyen en la respuesta del pasto a la fertilización nitrogenada. La aplicación de ésta a principios de año es muy importante, ya que si se realiza de forma temprana puede producirse un lavado del nitrógeno, y si la aplicación es tardía la producción de pasto puede verse limitada (Mosquera et al., 1999). En Galicia, la mejor época de aplicación de la fertilización nitrogenada en praderas de gramíneas en zonas costeras, es la indicada por el método T-ACUM (Mosquera et al., 1996), este índice define T-ACUM como la suma de la temperatura media diaria por encima de los 0ºC, desde el día 1 de enero hasta alcanzar los 200ºC. Según diferentes estudios, la producción de gramíneas en los pastos aumenta de forma lineal con la cantidad de nitrógeno aplicado hasta llegar a un límite que en Galicia se fijó en 200 kg/ha año de nitrógeno (González, 1986). Por otro lado, para una misma dosis de nitrógeno, en praderas sembradas únicamente con gramíneas se registra una menor producción en comparación con praderas en las que se siembran gramíneas y leguminosas (González, 1986). Así mismo, en praderas mixtas con una elevada presencia de trébol se obtiene una mayor producción ha finales de primavera con respecto a las praderas de gramíneas fertilizadas con nitrógeno (González, 1986). Por otra parte, existe un efecto negativo de la fertilización nitrogenada sobre el contenido de trébol, dosis anuales de 120 kg/ha son las que originan mayores producciones con menor efecto depresivo sobre las leguminosas (Rodríguez y Domingo, 1987). En Galicia, González (1992) obtuvo que la aplicación de nitrógeno con dosis superiores a 100 kg/ha y año reduce el contenido de trébol en la pradera mientras que con dosis superiores a 50 kg/ha y año aumenta significativamente el porcentaje de gramíneas. Este mismo autor determina que en zonas costeras gallegas, una pradera con un contenido en trébol de alrededor del 30% aporta al suelo unos 200 kg de N/ ha y año. Introducción 19 4.2 Fertilización Fosfórica Esta fertilización deberá dotar al suelo de la concentración adecuada de fósforo para atender la demanda de los distintos cultivos. Antes de aplicar este tipo de fertilización será necesario realizar enmiendas calizas, ya que si el porcentaje de saturación del aluminio en el suelo es elevado, este elemento lo fija y evita que este disponible para las plantas. Se ha comprobado que las leguminosas dependen más directamente de los fertilizantes fosfóricos que las gramíneas. Estudios realizados en Galicia han llegado a la conclusión de que la fertilización fosfórica se hace fundamentalmente para mejorar la producción del pasto natural (Gómez-Sempere et al., 1981). Por otro lado, se ha determinado que para poder incrementar la producción de pasto en una pradera, el aumento de la dosis de fósforo tiene poco efecto si no lleva consigo un aporte paralelo de nitrógeno (Davison et al., 1989). Las recomendaciones de abonos fosfóricos en Galicia, en praderas destinadas a pastoreo de los sistemas lecheros, son de 180 kg/ha de P2O5 en el momento de la siembra, hasta llegar a los 50 kg de P2O5 / ha y año (Xunta de Galicia, 1989). 4.3 Fertilización Potásica En los últimos años, la fertilización potásica ha adquirido importancia debido a la relación del potasio con la producción de trébol, género indispensable en las explotaciones ganaderas de carácter extensivo en las que la aplicación de fertilizantes se debe reducir al máximo por motivos económicos y ecológicos (Frame et al., 1992). Estudios realizados con anterioridad concluyen que la fertilización potásica proporciona un nivel adecuado de leguminosas en el pasto mejorando así la calidad nutritiva del mismo, mantiene una producción más uniforme a lo largo del año y minimiza la dependencia de la fertilización nitrogenada (Mosquera y González, 1992). Por otro lado, la relación de los fertilizantes potásicos con la producción y la composición botánica del pasto va a depender de las dosis de nitrógeno empleadas, debido a la interacción que se produce entre el nivel de nitrógeno, potasio y el contenido en trébol (Simpson, 1986). 4.4 Fertilización con Lodos de Lechería En Galicia se genera más del 30% de la producción láctea nacional (MAPA, 2004), originándose volúmenes de lodos importantes cuya vía de eliminación más adecuada parece ser su reciclado en terrenos agrícolas como han mostrado trabajos Introducción 20 anteriores (Moirón et al., 1997; López-Mosquera et al., 1998a, 1998b, 2000; Mosquera et al., 2006). El reciclaje de lodos de distintos orígenes como fertilizante en terrenos agrícolas, forestales o espacios degradados, es la vía de eliminación más aceptada hoy en día, ya que ofrece la posibilidad de que estos residuos se conviertan en recursos (LópezMosquera et al., 2000). Sin embargo, su empleo conlleva ciertos riesgos que es necesario evaluar, como son: la incorporación al medio de metales pesados (O´Riordan et al., 1994; Berti y Jacobs, 1998), compuestos orgánicos tóxicos (Kirchmann y Tengsved, 1991; Wild et al., 1992; Beck et al., 1995), sales (Guidi et al., 1982; Rodgers y Anderson, 1995) o patógenos (Costa et al., 1987; Felipó, 1995). Dentro de este tipo de residuos suelen incluirse los lodos procedentes de agroindustrias, como es el caso de las industrias transformadoras y envasadoras de leche (López-Mosquera et al., 2000). Estas factorías generan aguas residuales compuestas por restos de leche, agua y productos de limpieza de las instalaciones, que han sido y son ampliamente utilizadas para el riego y la fertilización de terrenos agrícolas (Morisot y Gras, 1974; Jump et al., 1981; De Lauzanne and Merillot, 1986; Guichet, 1987; LópezMosquera et al., 1998a) actuando el suelo y el cultivo como sistema depurador. Uno de los riesgos a la hora de utilizar este tipo de material como fertilizante es el hecho de que pueden aumentar la salinidad de los suelos, pero en Galicia esto no es un inconveniente debido al gran lavado que sufren los suelos gallegos (López-Mosquera et al., 2000). Un inconveniente del empleo agrícola de los lodos es la presencia en el residuo de una mayor concentración de metales pesados que la que hay de forma habitual en el suelo lo que puede generar una acumulación de estos elementos en el componente edáfico y, en consecuencia, generar problemas de tipo medioambiental (contaminación) y sanitario (cadena trófica) (Rigueiro et al., 2002). En Galicia además, en el caso de emplear lodos de depuradora o de cualquier residuo con concentraciones de metales pesados superiores a las normales en el suelo, se debe tener en cuenta la mayor biodisponibilidad de estos metales en medios ácidos, lo que incrementaría notablemente la posibilidad de que esos elementos alcanzarán al hombre a través de la cadena trófica (Rigueiro et al., 2002). Sin embargo, en el caso de emplear lodos de industria láctea, estos efluentes normalmente son depurados obteniéndose un lodo rico en macronutrientes, especialmente N y P y bajo contenido en metales pesados (De Lauzanne y Merillot, 1986; Brown et al., 1990; García et al., 1999; López-Mosquera et Introducción 21 al., 2000). En la Tabla 1 se muestran los niveles de metales pesados obtenidos en un lodo procedente de aguas residuales y en un lodo de lechería, en ambos la concentración de metales pesados es inferior a la permitida por la ley española (RD1310/90) y por lo tanto, utilizables como fertilizante pero además, en el caso del lodo de lechería dichas concentraciones son siempre inferiores (Mosquera-Losada et al., 2002). Cu Zn Cr Ni Pb Cd Hg Urbano 319,1±268,6 506,4±317,9 42,6±38,7 26,7±23,1 90,2±78,9 0,56±0,4 1,8±3,14 Lechería 16,46±16,74 62,47±65,76 33,1±37,9 4,26±7,11 7,66±7,39 0,34±0,5 0,11±0,21 Ley 1000 2500 1000 300 750 20 16 Tabla 1. Concentraciones de Cu, Zn, Cr, Ni, Pb, Cd y Hg (mg/kg) en un lodo procedente de aguas residuales municipales y en uno de lechería, valores límites indicados por la ley española (RD 1310/90). En Galicia, se han desarrollado diferentes estudios que pretenden cuantificar el efecto del aporte de metales pesados sobre la producción de pasto y el nivel de metales pesados en suelo y planta. En general, y teniendo en cuenta la composición de los residuos se sabe que son el Cu y el Zn los que se aportan en mayor proporción (Mosquera-Losada et al., 2002). En suelos ácidos, se han encontrado que si bien se incrementa la concentración de Cu y Zn en el pasto, esta no llega a alcanzar niveles considerados como normales en pasto, al encontrarse de forma deficitaria para una adecuada alimentación animal (López-Díaz et al., 2007). Un resumen de la normativa vigente sobre aplicación de fertilización puede verse en el Anexo 1. 4.5. Fertilización Arbórea La aplicación de fertilizantes a las especies arbóreas suele considerarse inapropiada y de escaso rendimiento, por lo que solo se emplea habitualmente en la fase de vivero y en el momento de la plantación que es cuando la capacidad de respuesta de estas plantas es mayor. No obstante, las especies forestales se ven beneficiadas por la fertilización, a pesar de que esta práctica no sea rentable, por el largo periodo de retorno económico de la inversión. Sin embargo, en sistemas silvopastorales la elevada rentabilidad de la fertilización sobre el componente pascícola permite que el componente forestal se vea beneficiado por esta práctica. Las especies forestales son plantas que al permanecer durante muchos años sobre el mismo terreno impiden una recuperación natural del mismo y esto, junto con el hecho de que los suelos de los montes gallegos están sometidos a un intenso lavado por agua de lluvia y a la lenta Introducción 22 transformación de la materia orgánica debido al bajo pH, hace que sea necesario mejorar y mantener la fertilidad de los terrenos forestales. La aplicación de fertilizantes permite que los árboles alcancen el estado de madurez más rápidamente, obtener un mayor volumen de madera en menos años, acortar los turnos e incrementar la producción de madera por año de cultivo (Dupraz et al., 2005). El ingeniero agrónomo Quintanilla (1973) relata en el libro “Abonado del pino insignis” la primera experiencia llevada a cabo en España (montes de Valmaseda, Vizcaya) sobre la fertilización de esta especie. Las conclusiones a las que llega este autor son: - Las parcelas que son abonadas presentaban una ventaja, con respecto a las no abonadas, en producción de madera independientemente del elemento aplicado (N-P-K). - La fertilización nitrogenada aumentaba la producción y la altura del fuste. Sin embargo, el autor señala que con dosis de 200 kg/ha de N los árboles mostraban numerosas deformaciones por fototropismo lo que originaba un desigual desarrollo de las copas, con dosis menores, de 50 a 100 kg/ha de N, se obtenían resultados más favorables produciéndose un incremento de madera considerable. - La fertilización fosfórica tenía un efecto favorable sobre el crecimiento en altura en las primeras fases de formación del pinar, eliminando ramaje excesivo y, favoreciendo la transformación de la materia orgánica del suelo. El autor recomienda aplicar 50 kg/ha y año de P2O5 para elevar el nivel de este elemento en suelo hasta 20 ppm, y después, emplear 20 kg/ha y año de P2O5 para mantener este nivel. - La fertilización potásica consigue aumentar el diámetro de los árboles y favorece su formación consiguiendo troncos más uniformes. Recomienda dosis de 50 kg/ha de K2O que podrían rebajarse a 25 kg cuando el suelo alcance una concentración de potasio igual a 45 meq/100gr suelo. Otros autores han llegado a la conclusión de que la fertilización inorgánica reduce significativamente el crecimiento del arbolado en comparación con la fertilización orgánica en terrenos agrícolas abandonados al provocar una fuerte competencia pasto-arbolado (Mosquera-Losada et al. 2006, Rigueiro-Rodríguez et al. 2000 ). No obstante, los resultados obtenidos en suelos de monte son contrarios a los comentados anteriormente ya que en este caso, y debido a que este tipo de terrenos suele Introducción 29 5.3 Cuenta Atrás 2010, frenar la pérdida de la biodiversidad en Europa El objetivo de detener la pérdida de la biodiversidad antes del año 2010 es el tema central de numerosos acuerdos internacionales. Durante la Cumbre de Gotemburgo del año 2001, los Jefes de Estado de la Unión Europea se comprometieron, entre otras aspectos, a detener la pérdida de la biodiversidad antes del 2010 y hacer de esta cuestión un objetivo central de la Estrategia Europea para el Desarrollo Sostenible. La iniciativa Cuenta Atrás 2010 de la Unión Mundial para la Naturaleza (UICN) se centra precisamente en el compromiso que los Ministros de Medio Ambiente Paneuropeos realizaron en la V Conferencia Europea para el Medio Ambiente de Mayo de 2003, en Kiev. La IUCN señala que la rápida pérdida de biodiversidad, tanto en Europa como en el resto del mundo, y la intensificación creciente de las actividades humanas que están provocando un grave impacto negativo sobre el medio ambiente, hacen que el objetivo de detener este declive en 2010 requiera de esfuerzos sin precedentes para adaptar las actividades a las necesidades de los sistemas naturales. Señala además que serán necesarias transformaciones en sectores como la agricultura, la gestión de los bosques, la pesca, el turismo y la planificación y cambios de uso del suelo pero que, también se deberán adoptar nuevas metodologías para desarrollar políticas de conservación que alcancen el éxito en la protección del paisaje y su diversidad biológica, la lucha contra las especies invasoras, el desarrollo de indicadores del estado de conservación de la biodiversidad, la realización de planes de conservación de comunidades, etc., asegurando la integración total de los objetivos de la biodiversidad en otros sectores, incluyendo instituciones financieras, comercio, políticas de desarrollo y ayuda. Esta iniciativa constituye para todos los países miembros de la Unión Europea un auténtico programa de acción y compromiso, en el que España tiene obligatoriamente que jugar un papel importante, ya que posee el porcentaje más elevado de especies y endemismos de Europa. Además, España forma parte del Comité Ejecutivo de Cuenta Atrás 2010 que se reunió recientemente para aprobar el Programa de Trabajo para los próximos cinco años y que tiene tres líneas principales de actuación: 1. fortalecimiento y promoción de alianzas, 2. desarrollo de herramientas de evaluación para medir los progresos hacia el objetivo de 2010 y 3. comunicación y visibilidad de los logros alcanzados. Introducción 30 Sin embargo, se requerirá llevar a cabo más esfuerzos desde el ámbito institucional y político para que dicha iniciativa alcance sus objetivos. Para ello, los gobiernos regionales y locales juegan un papel fundamental, principalmente en el caso del Estado español, ya que son responsables de la gestión de los temas ambientales y de ordenación y protección del territorio. Tanto el Estado español como todas las comunidades autónomas sin excepción, tienen la obligación de desarrollar normativas que pongan coto a la creciente y desmedida especulación del territorio y destrucción de la naturaleza; asociaciones ciudadanas y círculos científicos están obligados a contribuir a frenar la destrucción de la biodiversidad y los medios de comunicación deberían de servir para concienciar a una sociedad, que en ocasiones parece adormecida por no percibir la gravedad de la situación en que se encuentra el medio en el que vive. Galicia, Asturias, Castilla y León Cantabria y Andalucía han mostrado interés en formar parte de esta alianza. Además estas regiones han acordado promover una plataforma local de Cuenta Atrás 2010 con el fin de abrir oportunidades de colaboración y de trabajo con ayuntamientos, ONGs, grupos científicos y el sector privado. La nueva estrategia sobre biodiversidad reclama a los Estados miembros de la UE un mayor compromiso para proponer, designar y gestionar los espacios protegidos de la red Natura 2000. Asimismo, pide que se extienda el uso de planes de acción específicos para recuperar las especies de la UE más amenazadas y aboga por la implicación de todas las políticas de la UE en la protección de la biodiversidad. En este sentido, se sugiere: - utilizar los instrumentos de la política agrícola común para impedir el cultivo intensivo o el abandono de tierras valiosas, así como para recuperar las especies amenazadas, - aplicar el plan de acción para los bosques, especialmente en lo que se refiere a las medidas para prevenir incendios. 5.4 Los sistemas silvopastorales y la biodiversidad La conservación de la biodiversidad puede justificarse por razones económicas, ecológicas y sociales, así como por el mantenimiento de las funciones de los ecosistemas que la población necesita como producción primaria, fijación de carbono, provisión de agua limpia etc. La Agenda 21 insta a adoptar incentivos económicos, sociales o de otro tipo para fomentar la conservación de la diversidad biológica y el uso Introducción 31 sostenible de los recursos, incluyendo el fomento de sistemas de producción sostenible como pueden ser métodos tradicionales agrícolas, forestales, de manejo de la vida silvestre y los agroforestales, que usan, mantienen o incrementan la biodiversidad (RoisDíaz et al., 2006). Es muy relevante resaltar que los bosques pastoreados potencian de forma importante la biodiversidad, aspecto fundamental del desarrollo sostenible, no sólo debido a la gradación de ambientes y microclimas que se crean en el sistema, sino que también contribuyen a la biodiversidad paisajística, ampliando el terreno forestal y agrícola a nivel territorial, permitiendo así un mayor área para especies de aves y mamíferos y generando zonas de paso entre las diferentes formaciones que generan (Rois-Díaz et al., 2006). En este sentido adquiere una gran relevancia el hecho de que estos sistemas pueden simular estructuras y procesos que han sido importantes cuando los mega-herbívoros silvestres dominaban los bosques europeos, por lo que la producción de madera, carne y otros productos como ganado doméstico en bosques podrían ser un uso perfectamente sostenible y un manejo próximo a la naturaleza de los bosques en muchas partes de Europa (Rois-Díaz, 2004). Los sistemas agroforestales, y dentro de ellos los sistemas silvopastorales, fomentan la conservación de la biodiversidad a diferentes niveles. Estos sistemas generan gradientes de humedad, luz (sombra) y fertilidad (heces, caída de hojarasca) en el suelo por lo que fomentan el desarrollo de diferentes especies microbianas y vegetales en comparación con los ecosistemas exclusivamente forestales o agrícolas, ralentizando o potenciando el crecimiento y desarrollo de especies adaptadas a esos microclimas (Mosquera-Losada et al. 2006). A nivel de comunidad, la heterogeneidad espacial es uno de los parámetros que maximiza la biodiversidad y a nivel de paisaje, los sistemas silvopastorales entendidos como sistemas semi-naturales cuando se pastorean por animales domésticos o como sistemas naturales cuando los bosques se pastan por herbívoros no domesticados, sostienen una mayor biodiversidad al contener tanto especies agrícolas como forestales (Pott, 1998; Vera, 2000). La conservación de la biodiversidad a través del pastoreo se constata por el hecho de que las praderas pastoreadas presentan una heterogeneidad espacial mucho mayor que las segadas, con una mayor dinámica natural, influyendo así en la diversidad de flora y fauna de la pradera. La heterogeneidad espacial se debe a la influencia que ejerce el pastoreo debido a la combinación de factores como la selección del ganado en la dieta, pisoteo, influencia en el ciclo de nutrientes (debido a excremento Introducción 32 y orina), dispersión de propágalos, etc (Adler et al. 2001; Rook et al. 2004; Buttler et al., 2007). Si a esta heterogeneidad espacial derivada del pastoreo se une el cambio microclimático originado por el arbolado, se produce un incremento en la biodiversidad constatable. Así, el uso del arbolado a reducidas densidades sobre pastos puede promover una mayor biodiversidad que en pastos caracterizados por la falta de arbolado (McAdam et al. 1999). Por otro lado, la diferencia de forma, estructura y perennidad de las especies forestales puede provocar también un cambio importante en relación a las especies que crecen bajo ellas, de tal manera que las especies de tipo caducifolio generan un gradiente de fertilidad en el suelo mayor que las especies de tipo perennifolio que provocan una mayor homogeneidad del territorio desde un punto de vista edáfico derivado de la ausencia de caída de hoja anual. Así, la peculiar morfología de hojas y copas de las especies del género Pinus dejan pasar menos luz al sotobosque en comparación con Betula, lo que ocasiona diferentes ambientes (temperatura, insolación, agua) bajo sus copas y el predominio de unas especies frente a otras (Papanastasis, 2004; Moreno et al. 2005; Mosquera-Losada et al. 2005) sobre todo cuando la cobertura es elevada. 5.5 Tipos de perturbaciones y biodiversidad en sistemas silvopastorales La actuación sistemática del hombre en el manejo de los ecosistemas sigue un régimen determinado, por ejemplo, los sistemas de claras y talas del bosque pueden asimilarse a un régimen de perturbación dirigido a obtener ciertos resultados útiles (Terradas, 2001). Así mismo, las talas constituyen extracciones de biomasa con modificación de la estructura del bosque y, consiguientemente de las condiciones microclimáticas a lo largo del perfil vertical, de la estructura de edades de la población, de las condiciones para la regeneración del contenido total de nutrientes del sistema etc. (Terradas, 2001). Ya que clareos y claras siguen un esquema cíclico, es evidente que configuran un régimen sobre impuesto al proceso sucesional espontáneo del sistema. Lo mismo puede decirse, de modo general, del efecto del pastoreo ya que, los ganaderos diseñan unas pautas temporales y espaciales concretas de introducción de rebaños, con diferentes especies o variedades de herbívoros cuya influencia sobre la comunidad vegetal es también diferente. Normalmente, estas pautas se adaptan a los ciclos estacionales y al aprovechamiento óptimo de la vegetación para su Introducción 33 transformación sostenible en carne o leche. También aquí se trata de un régimen de perturbación de la dinámica espontánea de la vegetación para lograr unas finalidades concretas. Tanto la explotación forestal como la ganadera están omnipresentes en el medio natural de modo que condicionan en gran medida los procesos ecológicos que explican la evolución de la vegetación. En la Tabla 2 se muestran las intervenciones más habituales en una masa forestal que pueden asimilarse a perturbaciones en el sistema y que afectarán a la evolución de las especies (Terradas, 2001). Objetivo Tipo de intervención/perturbación 1. Desmonte o Desbroce 1.1 Cortas 1.2 Quemas controladas 2. Implantación 2.1 Preparación del suelo (escarificación, laboreo etc.). 2.2 Siembra y plantación. 3. Mejora 3.1 Abonado, corrección del suelo. 3.2 Poda, aclareos. 3.3 Cortas de mejora. 3.4 Tratamientos químicos (herbicidas, plaguicidas) 4. Aprovechamiento 4.1 Cortas finales. 4.2 Aprovechamiento de pastos. 4.3 Recolección de frutos. Tabla 2. Tipo de intervenciones/perturbaciones en una masa forestal (Fuente: Terradas, 2001) Es importante señalar que en áreas como Europa en las que se ha producido durante muchos años una manipulación más o menos intensiva del hombre sobre el medio que le rodea con el fin de obtener recursos del mismo, se ha producido una respuesta de este medio a estas actuaciones, de tal modo que el cese de las mismas supone una merma de diversidad importante. Quiere esto decir que tanto el aprovechamiento excesivo como la ausencia de aprovechamiento provoca una merma notable sobre la biodiversidad (Raizada et al., 1998; Papanastasis, 2004). 5.6 Medición de la biodiversidad En la actualidad hay una gran cantidad de datos a disposición de aquellos que desean comprender cómo funciona la vegetación y cómo varia su composición de un lugar a otro y con el paso del tiempo (Grime, 1982). Además de la riqueza de especies, una posible medida de la biodiversidad la daría la magnitud de las diferencias entre especies. Una forma de evaluar este aspecto se basa en el contenido de taxones. Las especies similares se agrupan en géneros, éstos en Introducción 34 familias y éstas en órdenes y así sucesivamente hasta llegar al nivel más elevado que es el reino. Esta organización taxonómica es un intento de representar las verdaderas relaciones entre organismos. Se considera que las especies organizadas en un mismo género están más estrechamente relacionadas que las pertenecientes a géneros distintos por lo tanto, las especies muy distintas contribuyen por definición más a la biodiversidad que las similares (aquellas clasificadas dentro del mismo género). Esto significa que, según esta medida, si hay que elegir entre conservar dos lugares con igual número de especies, sería mejor elegir el que alberga mayor número de grupos taxonómicos diferentes distintas frente al que mantiene grupos taxonómicos más afines. La importancia ecológica de la especie puede ser también considerable ya que, por ejemplo, las especies clave desempeñan una importante función en el mantenimiento de la diversidad, estas especies agrupan a los organismos descomponedores, depredadores de nivel más alto, polinizadores etc. Por otro lado, los árboles contribuyen a aumentar la biodiversidad local porque proporcionan numerosos recursos naturales para otras especies como el caso de las aves nidificadoras, los epifitos, parásitos y herbívoros que se alimentan de sus frutos etc. Otro ejemplo lo constituirían las especies gramíneas y las leguminosas éstas últimas tienen la capacidad de incrementar los insumos de nitrógeno en el suelo o la diferente capacidad para aprovechar los recursos o resistir perturbaciones por su diferente crecimiento en altura (Grime, 1982). A la hora de medir la diversidad es necesario considerar dos factores por un lado la riqueza de especies (número de especies) y, por otro lado, la uniformidad (o equitatividad) es decir, en que medida las especies son abundantes por igual. Una alta uniformidad sería sinónimo de una elevada diversidad ya que se daría cuando las especies son iguales en abundancia (Moreno, 2001). Los Modelos de abundancia de especies describen la distribución de su abundancia. Algunos de estos modelos permiten tanto representar situaciones donde hay una elevada uniformidad de especies como aquellas en las que la abundancia de especies es muy igual. A medida que se acumulan gradualmente las series de datos que contienen información sobre el número de especies y su abundancia relativa, se pone de manifiesto que la abundancia de especies sigue una pauta característica: Introducción 35 Unas pocas especies son muy abundantes, algunas tienen una abundancia intermedia mientras que la mayoría están representadas sólo por unos pocos individuos (Figura 3). La conservación de la biodiversidad debe estar centrada, entre otros aspectos, en la conservación de las especies menos abundantes y en general. más frágiles a la modificación de los usos del territorio. A bundancia Secuencia de especies Figura 3. Diagrama rango/abundancia (Grime, 1982) 5.7 Modelos de medición La diversidad de especies puede evaluarse en tres niveles (Magurran, 1989; Moreno, 2001): - Diversidad alfa (α): riqueza o diversidad local, puntual o de alguna localidad. - Diversidad beta (β): riqueza o diversidad entre ecosistemas (recambio de especies) - Diversidad gamma (γ): riqueza o diversidad regional (recambio de ecosistemas): 5.7.1 Medición de la biodiversidad alfa (α) Si entendemos la diversidad alfa (α) como el resultado del proceso evolutivo que se manifiesta en la existencia de diferentes especies dentro de un hábitat particular, entonces el conteo del número de especies del lugar sería suficiente para describir la diversidad alfa (α), sin necesidad de evaluar el valor de importancia de cada especie dentro de la comunidad (Moreno, 2001). El objetivo de medir la diversidad biológica es contar con parámetros que nos permitan tomar decisiones o emitir recomendaciones a favor de conservar una determinada especie o área amenazada. Medir la abundancia relativa de cada especie permite identificar aquellas especies que por su escasa representatividad en la comunidad son más sensibles a las perturbaciones ambientales. Introducción 36 Por otro lado, identificar un cambio en la diversidad, ya sea en el número de especies, en la distribución de la abundancia relativa de las mismas o en la dominancia, nos alerta acerca de procesos empobrecedores (Magurran, 1989). La gran mayoría de los métodos propuestos para evaluar la diversidad de especies se refieren a la diversidad dentro de las comunidades (biodiversidad alfa). Para diferenciar los distintos métodos en función de las variables biológicas que miden, Moreno (2001) los divide en dos grandes grupos: ∼ Métodos basados en la cuantificación del número de especies presentes: el índice de riqueza específica (S) es la forma más sencilla de medir la diversidad ya que se basa únicamente en el número de especies presentes, sin tener en cuenta el valor de importancia de las mismas. ∼ Métodos basados en la estructura de la comunidad, es decir, la distribución proporcional del valor de importancia de cada especie (abundancia relativa de los individuos, su biomasa, cobertura, productividad, etc.). Dentro de estos métodos encontramos los denominados índices de abundancia proporcional que se clasifican en índices de equidad, aquellos que tienen en cuenta el valor de la importancia de cada especie, e índices de heterogeneidad, aquellos que además del valor de importancia de cada especie consideran también el número total de especies en la comunidad (Peet, 1974). Sin embargo, estos índices enfatizan ya sea el grado de dominancia o la equidad de la comunidad, por lo que para fines prácticos resulta mejor clasificarlos en índices de dominancia e índices de equidad (Moreno, 2001): - Indices de dominancia: estos índices son inversos al concepto de uniformidad o equidad de la comunidad, toman en cuenta la representatividad de las especies de mayor valor de importancia sin evaluar la contribución del resto de especies. Indice de Simpson manifiesta la probabilidad de que dos individuos tomados al azar de una muestra sean de la misma especie. Esta fuertemente influido por la importancia de las especies más dominantes (Peet, 1974; Magurran, 1989). Su valor es inverso a la equidad. - Indices de equidad: Indice de Shannon-Wienner (Shannon y Weaver, 1949) que expresa la uniformidad de los valores de importancia a través de todas las especies de la muestra, este índice mide el grado promedio de incertidumbre en predecir a que especie Introducción 37 pertenecerá un individuo escogido al azar de una colección (Peet, 1974; Magurran, 1989; Baev y Penev, 1995). Indice de Pielou que mide la proporción de la diversidad observada con relación a la máxima diversidad esperada. Aún cuando un índice refleja cambios en la riqueza o estructura de la comunidad, resulta generalmente difícil de interpretar por sí mismo, y sus cambios sólo pueden explicarse mediante datos de riqueza específica y abundancia proporcional de las especies. Por lo tanto, lo más conveniente es presentar valores tanto de riqueza específica como de algún índice de la estructura de la comunidad, de manera que ambos parámetros sean complementarios en la descripción de la diversidad (Moreno, 2001). 5.7.2 Medición de la biodiversidad beta (β) La diversidad beta o diversidad entre hábitats es el grado de reemplazo de especies a través de gradientes ambientales (Whittaker, 1972). A diferencia de la diversidad alfa y gamma que pueden ser medidas fácilmente en función del número de especies, la medición de la diversidad beta se basa en proporciones o diferencias (Magurran, 1989) que pueden ser evaluadas mediante índices de similitud, de disimilitud o de distancia entre las muestras a partir de datos de presencia/ausencia de especies, abundancia proporcional de cada especie (medida como el número de individuos, biomasa, densidad, cobertura etc.) o con índices de diversidad beta propiamente dichos (Wilson y Shmida, 1984; Magurran, 1988,). ∼ Indices de similitud/disimilitud: Coeficiente de similitud de Jaccard Expresan el grado en el que dos muestras son semejantes por las especies presentes en ellas, por lo que son una medida inversa de la diversidad beta, que se refiere al cambio de especies entre dos muestras (Pielou, 1975; Magurran, 1989). A partir del valor de similitud (s) se puede determinar el de disimilitud (d) entre las muestras: d = 1-s (Magurran, 1989). ∼ Indices de reemplazo de especies: índice de Magurran (1988) basado en la presencia/ausencia de las especies. ∼ Complementariedad entendida como el grado de disimilitud en la composición de especies entre pares de biotas. Introducción 38 Un resumen de la normativa vigente sobre biodiversidad puede verse en el Anexo 2. 6. FIJACIÓN DE CARBONO Desde que en la primera Conferencia Mundial sobre el Clima (1979) se reconoce por primera vez que el cambio climático supone un grave problema, se llevaron a cabo acciones de diversa índole dirigidas al estudio y mitigación de los efectos antropogénicos relacionados con este fenómeno. Una de esta acciones fue la creación del Panel Intergubernamental sobre Cambio Climático (Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC)) como el cuerpo intergubernamental que proporciona asesoramiento científico, técnico y socioeconómico para la comunidad mundial y, en particular, para las 170 partes de la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre Cambio Climático. En la tercera Conferencia de las Partes de la Convención celebrada en 1997 se adopta el Protocolo de Kioto el cual representa un paso adelante en la búsqueda de soluciones al problema del cambio climático. Este Protocolo establece compromisos de reducción de las emisiones de gases de efecto invernadero de origen antropogénica comprometiéndose España a alcanzar, en el periodo 2008-2012, unos niveles medios de emisión, medidos en toneladas equivalentes de CO2 de origen antropogénico del 115% de las producidas en el año de referencia (1990) (Xunta de Galicia, 2004). En este sentido, el último Inventario anual de gases de efecto invernadero de la Comunidad Europea 1990-2005 y el informe del inventario correspondiente al año 2007 que fue remitido a la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático (CMNUCC) pone de manifiesto que, en términos absolutos, España fue el país de la UE donde se registró el mayor incremento de las emisiones de gases de efecto invernadero entre 2004 y 2005, un 3,6% o 15,4 millones de toneladas equivalentes de CO2 (EEA, 2007). Este incremento se atribuyó principalmente a la producción de electricidad y calor, a causa de un aumento en la generación de electricidad en las centrales térmicas que utilizan combustibles fósiles (17%) y de una reducción en la generación de electricidad en las centrales hidroeléctricas (-33%). Otros países de la UE donde aumentaron las emisiones durante este periodo fueron Austria, Grecia, Irlanda, Italia y Portugal. Por otro lado, Alemania, Finlandia y los Países Bajos fueron los países que más contribuyeron a la reducción de Introducción 45 هCompartimento pasto: los pastos presentan una elevada capacidad de fijar carbono, aunque por lo general menor que el arbolado. Esto se debe a que la altura y la profundidad del componente forestal es mucho mayor. No obstante, si comparamos la capacidad del pasto para almacenar carbono con cultivos agrícolas, vemos que, debido al laboreo recurrente que se produce en este último caso, esta capacidad es mucho menor (Nair et al., 2007). Se ha demostrado que el número de especies presentes en una comunidad puede afectar a muchos aspectos relacionados con el funcionamiento del ecosistema (Naeem y Li, 1997; Kennedy et al., 2002; Levine et al., 2002), así una riqueza de especies más alta (S) coincide a menudo con una productividad más alta del sistema (Hooper et al., 2005; Gillman y Wright, 2006), que se atribuye a un uso más completo de los recursos disponibles por parte de las especies presentes (complementariedad). La productividad se liga directamente a la fotosíntesis y a la respiración autótrofa e indirectamente a la respiración subterránea heterótrofa a través de la producción de los residuos de tipo orgánico y los exudados de las raíces (Larcher, 2003). La posibilidad de que la riqueza de especies afecte al balance de C se ha visto reforzada por las relaciones que se establecen entre la riqueza específica de la parte aérea y subterránea del sistema encontrada en algunos estudios (Stephan et al.,2000) sugiriendo esto que las comunidades microbianas del suelo pueden verse afectadas por la pérdida de riqueza de especies. Los pastos son importantes almacenadores de C (Goudraan 1990, Minani et al. 1993) a este respecto las combinaciones de plantas C3 y C4 tienen una mayor capacidad de incorporar CO2 que cualquier otro sistema agroforestal, e incluso que los sistemas forestales artificiales (Montenegro y Abarcas, 2000). En este sentido, estudios realizados en el trópico húmedo muestran la capacidad de almacenar carbono de los nuevos tipos de pastos. Según Veldkamp (1997) una pastura de Brachiaria spp. retiene un 60% más de C que un pasto natural (Axonopus compressus), debido a la mayor biomasa y longevidad radicular, y al incremento en la acumulación de C en el suelo por el aporte de materia orgánica. Fisher et al. (1994), encontraron que en zonas de pastos de Colombia se pueden llegar a almacenar alrededor de 234 t C/ha en un período de 6 años. En el trópico húmedo de Costa Rica, estudios del contenido de carbón total en el suelo mostraron valores entre 47,9 y 52 t/ha en pastos asociados con B. brizantha-A. pintoi, frente a 53,3 Introducción 46 t C/ha fijadas en zonas de bosque en las mismas condiciones edáficas y climáticas (Ibrahim 1994, Torres 1995, Abarca 1996). No obstante, el pasto esta ligado al pastoreo y a la presencia del animal en el sistema, el cual tiene una elevada importancia desde un punto de vista de secuestro de carbono ya que produce gases con un notable efecto invernadero. En este sentido la presencia de árboles sobre la pradera puede mitigar este efecto en comparación con sistemas ganaderos basados en el pastoreo en los que no hay arbolado. هCompartimento animal: los animales domésticos como vacas, cabras, ovejas, cerdos y caballos emiten o producen metano (CH4), el segundo gas de efecto invernadero más importante, después del dióxido de carbono (CO2). De hecho, la mayoría de las emisiones de metano relacionadas con la ganadería son el resultado de la “fermentación entérica” de los alimentos producida por las bacterias y otros microbios en el intestino de los animales. Otra fuente es la descomposición del estiércol. De esta manera, el ganado es causante de alrededor de la cuarta parte de las emisiones de metano, un total de 100 millones de t/año. El IPCC (1996) dentro del compartimento animal, estudia las emisiones de metano y óxido nitroso procedentes de la fermentación entérica y del manejo del estiércol: -El metano procedente de la fermentación entérica en los herbívoros es una consecuencia del proceso digestivo durante el cual los hidratos de carbono se decomponen por la acción de microorganismos, en moléculas simples absorbidas por la sangre. En condiciones normales, los rumiantes son alimentados con forrajes, compuestos por celulosa. El proceso de fermentación, que tiene lugar en el rumen, provoca que los microorganismos desdoblen la celulosa, transformándola en productos que pueden ser absorbidos y utilizados por el animal. Estos organismos tienen relaciones complejas, que incluye mecanismos de competición y simbiosis, y su población se ve fuertemente influenciada por la composición de la dieta consumida por el animal (Berra y Finster, 2002). Tanto los rumiantes (como ganado vacuno y ovino) como los no rumiantes (cerdos y caballos) producen metano, sin embargo, los rumiantes son la fuente más importante ya que, en los animales no rumiantes (porcinos, equinos, mulares, asnales) la fermentación microbiana ocurre en el intestino grueso, que tiene una capacidad de producción de CH4 mucho menor que el rumen (Berra y Finster, Introducción 47 2002). La cantidad de metano liberado depende del tipo, edad y peso del animal, así como de la cantidad y calidad del forraje ingerido. - El metano procedente del manejo del estiércol obedece a su descomposición en condiciones anaeróbicas, que por lo general, se presentan cuando se cría un número elevado de animales en un área confinada. El metano se produce mediante la descomposición anaeróbica del estiércol, mientras que el óxido nitroso se forma como parte del ciclo del nitrógeno, a través de la desnitrificación del nitrógeno orgánico presente en el estiércol y en la orina del ganado. Cuando el estiércol se dispone en sistemas que promueven las condiciones anaeróbicas (por ejemplo, en forma líquida en lagunas, tanques o fosas), la descomposición de la materia tiende a producir metano. Cuando el estiércol se maneja en forma sólida (por ejemplo, almacenamiento en pilas) o queda depositado sobre el pasto y los campos naturales, tiende a descomponerse aeróbicamente y produce muy poco o nada de metano; la temperatura y la humedad influyen en el desarrollo de las bacterias responsables de su formación. La composición del estiércol, que depende de la dieta de los animales, también afecta la cantidad de metano producido, cuanto mayor es el contenido energético y la digestibilidad del alimento, mayor es el potencial de emisión de metano. En Galicia, se han determinado las emisiones procedentes de la cabaña ganadera para el año 1990 (año de referencia del Protocolo de Kyoto) y el año 2000 mediante el cálculo de las emisiones derivadas de la fermentación entérica y del manejo del estiércol. Para realizar dichas estimaciones se incluyeron en el cálculo las ovejas, cabras, caballos, mulas y asnos, cerdos y aves de corral, ganado lechero y ganado no lechero, obteniéndose un aumento de las emisiones relacionado con el incremento de la cabaña no lechera y del ganado ovino (1,9 millones de CO2 para el año 1990 y 2,2 millones de CO2 para el año 2000). III. Material y Métodos Material y Métodos 48 1. LOCALIZACIÓN El estudio planteado se realizó en la finca “Gayoso Castro” propiedad de la Excelentísima Diputación de Lugo, situada en el ayuntamiento de Castro Riberas de Lea (Figuras 4 y 5). En el presente trabajo se expondrán los resultados obtenidos durante tres años de estudio 1995, 2000 y 2005, después de la implantación de la experiencia en 1995 donde el manejo fue realizado de forma consecutiva durante todos los años de duración de la experiencia (1995-2005). Figura 4. Plano de localización del ensayo (E: 1:25000) Material y Métodos 49 Figura 5. Vista aérea de la zona de ensayo. (Fuente: GoogleEarth). 2. ESTUDIO CLIMÁTICO La zona en la que se llevó a cabo la experiencia se localiza en la región bioclimática Atlántica (EEA, 2003). Los datos empleados para llevar a cabo el estudio climático de la zona de ensayo pertenecen a la estación termopluviométrica de Rozas (Lugo), dependiente del Centro Metereológico de Galicia y cuyas coordenadas son: 7º 23’ N; 43º 06’ W, situada a una altitud de 450 m snm. La diferencia de altitud entre la estación y la parcela es inferior a 100 metros, por lo que no consideramos necesario hacer correcciones altitudinales de los datos de precipitación y temperatura (Carballeira et al., 1983). Se eligió dicha estación porque es la más próxima a la zona de estudio y presenta unas condiciones termopluviométricas similares a las del área en la que se desarrolla la experiencia. A partir de los datos anteriores, correspondientes a los 30 últimos años, se han elaborado los diagramas ombrotérmicos de Gaussen o climogramas (Walter y Lieth, 1960), los diagramas bioclimáticos (Montero y Rebollar, 1983), así como las clasificaciones climáticas de Thornthwaite (Elías y Castellví, 1996), Allué y Papadakis (Carballeira et al., 1983). Material y Métodos 50 Finalmente, se analizaron las características climáticas de los tres años en los que se desarrolló la experiencia (1995, 2000 y 2005) mediante los diagramas ombrotérmicos de Gaussen. 2.1 Indices climáticos Se determinaron las siguientes variables: - Temperatura media de las mínimas del mes más frío: correspondiente al mes de febrero con una temperatura de 2,2 ºC. - Amplitud térmica: - media anual (A): diferencia de las temperaturas medias del mes más cálido (Tc), en nuestro caso el mes de agosto con 18 ºC y, del mes más frío (Tf) mes de enero con 5,8 ºC. Por lo tanto, la amplitud térmica media anual de la zona es de 12,2 ºC. - extrema anual (A’): diferencia entre la temperatura media de las máximas del mes más cálido (TMc) y la temperatura media de las mínimas del mes más frío (Tmf). Siendo en nuestro TMc = 24,1 ºC (agosto) y Tmf = 2,2 (febrero) y resultando una amplitud térmica extrema anual de 21,9 ºC. - Indice de Peguy: cuya expresión matemática es P= Pe/[(Pa-Pe)/3], siendo Pa = Precipitación anual y Pe = Precipitación estival (meses de junio, julio y agosto). Este índice, indicador de la regularidad de la distribución de las precipitaciones a lo largo del año, toma en nuestro caso el valor de 0,37 lo que nos indica que se trata de un régimen intermedio entre el régimen oceánico (> 0,4) y el mediterráneo (< 0,3). - Indice de aridez de Martonne: - anual: cuya expresión matemáticas es Ia= P/(T+10) siendo, P la precipitación anual media y T la temperatura media anual incrementada en 10 unidades. En nuestro caso no se registra aridez anual ya que Ia>20. - mensual: expresado por ia=(12 Pm)/ (Tªm+10) siendo, Pm la precipitación mensual media y Tªm la temperatura media mensual. Refleja aridez durante los meses de julio y agosto, ya que para esos meses ia<20. Sin embargo, no se registraría aridez en la zona si tenemos en cuenta las modificaciones propuestas por Carballeira et al., (1983) que indican que existe aridez cuando Ia ó ia<10. Material y Métodos 51 2.2 Diagrama ombrotérmico de Gaussen Partiendo de los datos de temperatura media y precipitación media registrados en la estación de Rozas en los últimos 30 años, hemos elaborado el diagrama ombrotérmico de Gaussen (Figura 6). Dicho diagrama nos permite observar aquellos meses en los cuales podrían registrarse sequías, correspondiéndose esta situación con los meses en los cuales los valores de la curva pluviométrica (Pm) son inferiores a dos veces la temperatura media (Carballeira et al., 1983). En nuestra zona el periodo de sequía podría registrarse en los meses de julio y agosto. 0 25 50 75 100 EFMAMJJASOND Meses T(ºC) 0 50 100 150 200 P(mm) T (ºC) P (mm) Figura 6. Diagrama ombrotérmico de Gaussen (T = temperatura media mensual considerando una serie de 30 años, P = Precipitación media mensual considerando una serie de 30 años). 2.3 Balance hídrico Para estimar las necesidades hídricas de la vegetación se utiliza el concepto de evapotranspiración potencial (ETP), que Thornthwaite (1948) definió como “la cantidad de agua que perderá una superficie completamente cubierta de vegetación en crecimiento activo si en todo momento existe en el suelo humedad suficiente para su uso máximo por las plantas”. Martínez et al., (2002) resume esa definición indicando que la ETP se refiere a la “pérdida de agua desde una superficie con cubierta vegetal, ya sea por evaporación del agua del suelo o por la transpiración de las plantas”. Material y Métodos 52 Para el cálculo de la ETP se emplea la ecuación: ETP = (0,457 Tm + 8.13) * k Donde Tm es la temperatura media mensual y k es un valor climático mensual de variación lenta a lo largo de la geografía (Carballeira et al., 1983). Así, se trata de una constante correspondiente a la situación geográfica de la capital de provincia donde está situada la estación meteorológica (Martínez et al., 2002). Cuando hay insuficiencia de humedad y ésta se prolonga las plantas detienen su actividad, produciéndose una disminución de la evapotranspiración, circunstancias en la que se define la evapotranspiración residual (e), que empíricamente se calcula como: e = 0,2 * ETP En la Tabla 4 se indican los valores mensuales que alcanzan la evapotranspiración potencial y la residual en el área de estudio, tomando como base los datos medios de precipitación y temperatura de los últimos 30 años. Meses k Tm Pm ETP e Enero 0,95 5,8 122 10,2 2,0 Febrero 1,63 6,9 108 18,4 3,7 Marzo 3,31 8,4 86 39,6 7,9 Abril 4,84 9,6 94 60,6 12,1 Mayo 6,21 12,3 93 85,4 17,1 Junio 6,34 15,2 52 95,6 19,1 Julio 6,42 17,7 34 104,1 20,8 Agosto 5,51 18,0 34 90,1 18,0 Septiembre 3,59 16,1 77 55,6 11,1 Octubre 2,47 12,4 115 34,1 6,8 Noviembre 0,98 8,8 122 11,9 2,4 Diciembre 0,77 6,9 146 8,7 1,7 Tabla 4. Evapotranspiración potencial de la zona de estudio. k: constante bioclimática; Tm: temperatura media mensual de los últimos 30 años (ºC); Pm: precipitación media mensual de los últimos 30 años (mm); ETP: evapotranspiración potencial (mm); e: evapotranspiración residual (mm). A partir de todas estas variables se ha realizado el balance hídrico correspondiente a la zona (Tabla 5), según la metodología recogida por Carballeira et al., (1983), para ello se ha considerado una capacidad de retención del suelo de 100 mm. Material y Métodos 53 Meses Pm ETP D s d Enero 122 10,2 222,0 111,8 Febrero 108 18,4 208,0 89,6 Marzo 86 39,6 186,0 46,4 Abril 94 60,6 194,0 33,4 Mayo 93 85,4 193,0 7,6 Junio 52 95,6 152,0 Julio 34 104,1 90,4 13,7 Agosto 34 90,1 34,0 56,1 Septiembre 77 55,6 77,0 Octubre 115 34,1 136,4 2,3 Noviembre 122 11,9 222,0 110,1 Diciembre 146 8,7 246,0 137,3 Tabla 5. Balance hídrico de la zona de estudio. Pm: precipitación media mensual (mm); ETP: evapotranspiración potencial (mm); D: disponibilidad hídrica (mm) suponiendo una capacidad de retención del suelo de 100 mm; s: sobrante hídrico (mm); d: déficit hídrico (mm). De estos datos se deduce que la disponibilidad hídrica se reduce de forma importante durante los meses de verano, registrándose déficits hídricos durante los meses julio y agosto, lo que indicaría que en dichos meses se podría producir una limitación en el desarrollo vegetal debido a la sequía. 2.4 Diagrama bioclimático Los diagramas bioclimáticos son una representación de las intensidades bioclimáticas, las cuales miden la productividad potencial forestal (Carballeira et al., 1983). Existen varios tipos de intensidades bioclimáticas: - Intensidad bioclimática potencial: IBP (ubc) = (Tm – 7,5) / 5 Tm: temperatura media mensual Mide la actividad vegetativa máxima que puede proporcionar el clima y se define como el área comprendida entre la línea de temperaturas medias y la recta correspondiente a 7,5 ºC. En este caso, si la temperatura media es mayor de 7,5 ºC se habla de IBP cálida, mientras que si es menor de ese valor se trata de IBP fría y supone una paralización vegetativa. - Intensidad bioclimática real: IBR (ubc) = IBP * Cp (Cp) = (D – e)/(ETP – e) Cp: coeficiente de pluviosidad D: Disponibilidad hídrica (mm) ETP: evapotranspiración potencial (mm) e: evapotranspiración residual (mm) Material y Métodos 60 ♠ Años 2001, 2002 y 2003*: Año 2001 Poda de la cubierta arbolada Aplicación de fertilización: NF: no fertilización. M: 500 kg 8:24:16/ha (marzo) + 40 kg N/ha (mayo). L: 500 kg 8:24:16/ha (marzo) + 40 kg N/ha (mayo). Cortes realizados: mayo, junio, julio y diciembre ♠ Años 2004 y 2005: Aplicación de fertilización: NF: no fertilización. M: 500 kg 8:24:16/ha (marzo) + 40 kg N/ha (mayo). L: 500 kg 8:24:16/ha + 40 kg N/ha (mayo). Cortes realizados: mayo, junio, julio y diciembre *: A partir del año 2003, incluido éste, los cortes de mayo y junio no se realizan en las parcelas repobladas con pino a marco 2x2 por no existir producción de pasto en las mismas, ya que se ha alcanzado la tangencia de copas. En estas mismas parcelas, la superficie de muestreo en los cortes de julio y diciembre fue de 1x1 m. 5. TRABAJOS DE CAMPO 5.1 Recogida de las muestras de suelo La recogida de muestras de suelo se realizó a finales de cada año de estudio y en cada una de las parcelas experimentales. El muestreo de suelo se realizó al azar dentro de cada parcela utilizando una sonda, a una profundidad de 25 cm (establecida por legislación: RD 1310/90). Las muestras (72 cada año) fueron tomadas en diciembre de 1995, marzo del 2001 y en enero de 2006. Una vez obtenidas las muestras éstas son llevadas al laboratorio, secadas al aire y tamizadas empleando un tamiz con luz de 2 mm. 5.2 Medición del arbolado Para estimar el crecimiento de las especies arbóreas presentes en este estudio, Pinus radiata D. Don y Betula alba L., se realizaron mediciones del diámetro y de la altura en cada año de estudio. En el caso del diámetro, durante los primeros años, las mediciones se realizaron con calibre a la altura del cuello de la raíz, pasando luego a medirse el diámetro normal de los diferentes pies con forcípula (año 1998 en el caso de Pinus radiata D. Don y año 1999 en Betula alba L.). Para realizar las mediciones de altura, durante el año 1995 y 2000 se empleó una pértiga, mientras que el último año de Material y Métodos 61 estudio, 2005, fue necesario el empleo de un hipsómetro, así mismo se empleó un calibre y una forcípula para el medir el diámetro en cruz. Las mediciones, tanto de altura como de diámetro, se realizaron en los nueve árboles centrales de las parcelas con objeto de evitar el efecto borde que se produce en los árboles limítrofes de las mismas. 5.3 Muestreo del pasto Durante los 10 años de estudio se ha procedido a la cosecha durante varias veces al año y a la recogida de muestras de pasto en las diferentes parcelas estudiadas, los seis árboles centrales de las mismas, cosechándose todo el forraje inmediatamente después del muestreo. Las labores de muestreo se realizan mediante el empleo de una segadora. Una vez segada la parte de la parcela comprendida entre los 6 árboles centrales de la misma se procede a pesar todo el pasto y, posteriormente se toma una muestra representativa que se etiqueta convenientemente y se lleva al laboratorio. Durante el año de establecimiento del ensayo (1995) sólo se realizaron dos cortes, correspondientes a los meses de julio y diciembre, mientras que en los años siguientes (desde 1996 al 2005) los cortes realizados se corresponden con los meses de mayo, junio, julio y diciembre, aunque en el último año de estudio (2005), en las parcelas establecidas bajo cubierta de pino a marco de plantación 2x2, no se recogieron muestras en los dos primeros cortes del año, realizándose en este caso las estimaciones correspondientes a los meses de julio y diciembre en parcelas segadas de 1 x 1 m. En este estudio se presentarán los resultados correspondientes a los años 1995, 2000 y 2005. 6. DETERMINACIONES EN EL LABORATORIO 6.1 Determinaciones en suelo Una vez secadas y tamizadas las muestras de suelo recogidas en el campo se procede a la determinación de diferentes parámetros tales como pH (en agua y ClK), materia orgánica y nitrógeno con los métodos descritos a continuación. Estas determinaciones nos van a permitir hacernos una idea de la evolución de la fertilidad de los suelos sometidos a los diferentes tratamientos aplicados. Material y Métodos 62 6.1.1 Materia orgánica Para la obtención del contenido de materia orgánica del suelo primero se determinó el contenido de carbono total por oxidación con dicromato potásico en medio ácido y se valoró con una sal de sulfato ferroso (sal de Mohr) siguiendo el método Saverlandt (Guitián y Carballas, 1976). Los resultados obtenidos se expresan en tanto por ciento en peso de carbono. La cantidad de materia orgánica se obtiene multiplicando la cantidad de carbono por el factor de Van Bemmelen (1,724) y se expresa en tanto por ciento seco al aire. 6.1.2 Nitrógeno total en suelo Para la determinación del nitrógeno se utilizó un autoanalizador TRAACS-800+, después de realizar una digestión microkjeldahl (Castro et al., 1990). Para esta determinación se siguió el método nº US-786-86 A de Bran Luebbe (1979). Se trata de un método colorimétrico en el que se forma un complejo verde esmeralda por la reacción de amoníaco, salicilato sódico, sodionitroprusiano e hipoclorito en un medio tamponado a pH 12,9-13,1 el complejo formado es el salicilato amónico que se lee a una longitud de onda de 660 nm. 6.1.3 pH La determinación del pH tanto en agua como en ClK 0,1 M se llevó a cabo en todas las muestras recogidas, para ello se procedió de la siguiente manera: Se pesaron 10 gr de suelo y se les añadieron 25 ml de agua destilada o ClK. Esta mezcla se dejó reposar durante 10 minutos, en el caso del pH en agua y durante 2 horas en la determinación del pH en ClK (Guitián y Carballas, 1976); pasado este tiempo, se leyó el pH con el pHmetro (pH METER GLP 21 CRISON). 6.2 Determinaciones en pasto Con las muestras de pasto recogidas en el campo se realiza una subdivisión en el laboratorio en dos submuestras de entre 95-105 gr de peso. A continuación, en una de las submuestras se realiza la separación botánica de todas las especies presentes, que posteriormente se secan en estufa (durante tres días a una temperatura de 60ºC) y se pesan para determinar su peso seco. A partir de estos datos se procedió a realizar estudios sobre las variables de producción, composición botánica y biodiversidad. Material y Métodos 63 Con la otra submuestra de pasto, aunque no es objeto de este trabajo, una vez secada en estufa (durante dos días a una temperatura de 60ºC) y molida, se analiza químicamente para obtener los macronutrientes y micronutrientes en pasto (MosqueraLosada et al., 2006). 6.2.1 Producción La producción de pasto de las parcelas estudiadas se determinó a partir de las muestras de pasto recogidas en el campo durante los años de estudio. Se ha dividido el estudio de producción en dos apartados: -Producción de biomasa anual: en este caso se ha procedido a obtener los datos de biomasa, entendida esta como la suma de la producción de pasto, material senescente y acículas presente en las parcelas en cada uno de los años de estudio. -Producción de pasto, material senescente y acículas en cada uno de los cortes realizados en los tres años de estudio. En el caso de las parcelas establecidas bajo cubierta de abedul las hojas de esta especie se han incluido en material senescente ya que el porcentaje de las mismas es muy reducido. 6.2.2 Biodiversidad Las determinaciones realizadas en el apartado de biodiversidad se llevaron a cabo partiendo de los datos obtenidos de las separaciones botánicas realizadas en cada uno de los tres años de estudio. Una vez identificadas todas las especies presentes en las diferentes parcelas y conocida su proporción relativa en términos de porcentaje se ha procedido a determinar una serie de índices relacionados con la biodiversidad alpha (riqueza de especies de una comunidad particular) y la biodiversidad beta (grado de cambio o reemplazo en la composición de especies entre diferentes comunidades) elegidos entre los descritos en Moreno (2001) y Magurran (1989). Durante el último año de estudio presentado (2005) en las parcelas establecidas bajo cubierta de pino a marco 2x2 la superficie de muestreo se reduce a 1 m2, mientras que en el resto de las parcelas la superficie en la cual se toman las muestras de pasto continúa siendo la limitada por 6 árboles interiores. Aunque la biodiversidad depende de la superficie de muestreo (Magurran, 1989), en nuestro caso y en el año señalado la biodiversidad en ambas superficies sería comparable, ya que bajo cubierta de pino a 2x2 se encontraron principalmente acículas y dactilo en toda la parcela, por lo que el aumento de la superficie de muestreo no modificará el número de especies encontrado. Material y Métodos 64 6.2.3 Composición específica La composición específica se determinó, para cada uno de los cortes realizados y tratamientos establecidos, en cada año de estudio. Para determinar dicha composición se eligieron por un lado las especies sembradas Dactylis glomerata L., Lolium perenne L. y Trifolium spp. y por otro aquellas especies que tuvieron una mayor presencia en las parcelas (Holcus spp., Daucus carota L., Taraxacum officinale Weber, Plantago lanceolata L.). 6.2.4 Diagramas de abundancia Como hemos indicado anteriormente, el sistema que vamos a estudiar está constituido por el establecimiento de dos tipos de parcelas, sembradas con dactilo y con raigrás, en las que se han realizado tres tratamientos de fertilización diferentes (fertilización con lodo de industria láctea, fertilización mineral y no fertilización) y que se han desarrollado bajo cubierta de pino insigne y abedul con dos marcos de plantación (2x2 y 3x4). A partir de los datos recopilados en los 10 años de estudio, hemos procedido a la elaboración de los diagramas de abundancia anual para cada uno de los tratamientos llevados a cabo, aunque únicamente se presentan 3 años (1995, 2000 y 2005). Dichos diagramas pretenden reflejar la evolución relativa de las especies en estos tratamientos en tres momentos de evolución del sistema: situación de partida (1995), intermedia (2000) y actual (2005). Para elaborar los diagramas de abundancia se ha procedido de la siguiente manera: 1. Como ya hemos comentado, en cada uno de los cortes llevados a cabo se ha procedido a realizar la separación botánica de una submuestra de cada una de las muestras de pasto tomadas en cada parcela. Una vez secada en estufa, cada una de las especies presentes es pesada para obtener su peso seco. 2. Obtenido el peso seco por corte de cada especie, el siguiente paso consistió en determinar la producción anual de cada una de las especies y a partir de ahí, su abundancia relativa en términos de tanto por uno. 3. El siguiente paso consistió en la elaboración de los diagramas de abundancia para lo cual se ordenaron las especies de más a menos abundantes (Magurran, 1989). Material y Métodos 65 6.2.6 Biodiversidad alfa (α) Para determinar la biodiversidad alpha (Moreno, 2001), lo más conveniente es presentar valores tanto de riqueza específica como de algún índice de la estructura de la comunidad, de manera que ambos parámetros sean complementarios en la descripción de la diversidad. 6.2.5.1 Riqueza específica (S) Para llevar a cabo la medición de la riqueza específica se empleó el índice de Riqueza específica (S) el cual nos indica el número total de especies en cada una de las parcelas. Para obtener este índice partimos de los datos de las separaciones botánicas realizadas, con dichos datos se realiza una transformación logarítmica para normalizarlos y, mediante el correspondiente ANOVA factorial, se ha obtenido el número medio de especies para cada uno de los tratamientos aplicados. 6.2.5.2 Estructura (Indices de abundancia proporcional) Existen diferentes métodos que nos permiten determinar la estructura de la comunidad, como modelos paramétricos, no paramétricos e índices de abundancia proporcional (Moreno, 2001), siendo éstos últimos los determinados en nuestro caso. Estos índices se clasifican en índices de equidad, aquellos que tienen en cuenta el valor de importancia de cada especie, e índices de heterogeneidad, que además del valor de importancia de cada especie consideran el número total de especies en la comunidad (Peet, 1974). Cualquiera de estos índices acentúa el grado de dominancia o la equidad de la comunidad por lo que, según Moreno (2001) para fines prácticos resulta más adecuado clasificarlos en índices de dominancia e índices de equidad. Para llevar a cabo la determinación de los siguientes índices, debido al tipo de datos de los que se ha partido (proporción relativa con respecto a la relación porcentual del peso seco de cada especie), el número de individuos es reemplazado por la biomasa relativa siguiendo lo descrito en Magurran (1989). Material y Métodos 66 6.2.5.2.1 Indice de Simpson Este índice manifiesta la probabilidad de que dos individuos tomados al azar de una muestra sean de la misma especie, y se determina mediante la siguiente ecuación ∑ =2 i p λ donde pi = abundancia proporcional de la especie i, calculada como el peso seco de la especie i, dividido por el peso seco total de la muestra. Como su valor es inverso a la equidad, la diversidad puede calcularse como 1-λ (Lande, 1996). Para hacer el cálculo del índice de biodiversidad de Simpson (1-λ) en aquellas muestras en las que solamente había acículas, se asignó el valor de 1 al índice de Simpson ya que al no existir ninguna especie la biodiversidad es mínima. 6.2.5.2.2 Indice de Shannon-Wienner (Shannon y Weaver, 1949) Indice que expresa la uniformidad de los valores de importancia a través de todas las especies de la muestra. Adquiere valores entre 0, cuando hay una sola especie, y logaritmo de S (nº total de especies), cuando todas las especies están representadas por el mismo número de individuos (Magurran, 1988). Se determinará aplicando la siguiente ecuación: ii ppH ln´ ∑ −= donde pi = abundancia proporcional de la especie i, calculada como el peso seco de la especie i, dividido por el peso seco total de la muestra. 6.2.5.2.3 Equidad de Pielou Indice que mide la proporción de la diversidad observada con relación a la máxima diversidad esperada. Su valor va de 0 a 1 correspondiéndose este último con la situación en la que todas las especies son igualmente abundantes (Magurran, 1988). Su expresión es la siguiente: max ´ ´ ´H H J= donde; H´max = índice de Shannon máximo; H´max = ln(S) H´= índice de Shannon. S = número total de especies. Material y Métodos 67 6.2.6 Biodiversidad beta (β) La biodiversidad beta o diversidad entre hábitats es el grado de reemplazamiento de especies o cambio biótico a través de gradientes ambientales (Moreno, 2001). La medición de la diversidad beta se basa en proporciones o diferencias (Magurran, 1988) las cuales pueden evaluarse con base a índices o coeficientes de similitud, de disimilitud o de distancia entre las muestras a partir de datos cualitativos (presencia/ausencia de especies) o cuantitativos (abundancia proporcional de cada especie medida como número de individuos, biomasa, densidad, cobertura…) o bien con índices de diversidad beta (Magurran, 1988). 6.2.6.1 Indices de similitud/disimilitud: Indice de Jaccard Estos índices expresan el grado en que dos muestras son semejantes por las especies presentes en ellas, por lo que son una medida inversa de la diversidad beta ya que esta se refiere al cambio de especies entre dos muestras (Magurran, 1988). Indice de Jaccard: este índice varía entre 0, cuando no hay especies compartidas entre dos lugares, hasta 1 cuando ambos sitios tienen la misma composición de especies (Moreno, 2001). Se determina mediante la siguiente ecuación: cba c Ij−+ = Este índice se utilizará para comparar por un lado, la evolución de las parcelas comparando la situación inicial (año 1995) con la situación final (año 2005) de manera que: a = número de especies presentes en las parcelas repobladas con pino o abedul en el año 1995. b = número de especies presentes en las parcelas repobladas con pino o abedul en el año 2005. c = número de especies presentes en las dos situaciones y por otro lado, comparar las dos cubiertas arboladas establecidas de manera que: a = número de especies presentes en las parcelas repobladas con pino. b = número de especies presentes en las parcelas repobladas con abedul. c = número de especies presentes en los dos tipos de parcelas establecidos. Material y Métodos 68 6.2.6.2 Indices de reemplazo de especies: Indice de Magurran (1988) Estos índices se basan en datos cualitativos, es decir, en la presencia o ausencia de las especies (Moreno, 2001). Se determinará el índice de Magurran (1988) con el que el valor de la diversidad beta aumenta conforme el número de especies en los dos sitios evaluados aumenta y también cuando se vuelven más diferentes. Su expresión es: )1)(( j Iba − + = β donde Ij = similitud de las parcelas de pino y abedul medida con el índice de Jaccard. a = número de especies presentes en las parcelas repobladas con pino. b = número de especies presentes en las parcelas repobladas con abedul. 6.2.6.3 Indice de Complementariedad El concepto de complementariedad se refiere al grado de disimilitud entre pares de biotas. Para obtener su valor se procede de la siguiente manera: - primero se determina la riqueza total (SAB) para los dos tipos de parcelas establecidos S AB = a + b –c donde a: número de especies de las parcelas de pino b: número de especies de las parcelas de abedul c: número de especies comunes entre las parcelas de pino y abedul. - en segundo lugar, se procede a determinar el número de especies únicas en cualquiera de los dos tipos de parcelas establecidos U AB = a + b – 2c U AB = número de especies únicas en cada tipo de parcela A partir de estos valores se determina la complementariedad (CAB) existente entre las parcelas de pino y las de abedul como C AB = UAB / SAB La complementariedad variará entre 0, cuando los dos ecosistemas comparados sean idénticos en composición de especies, y 1 cuando las especies de ambos sean completamente diferentes (Colwell y Coddington, 1994). Material y Métodos 69 7. CARBONO En este apartado se ha procedido a determinar la capacidad de fijación de carbono que tienen los diferentes sistemas implantados. Para ello, debemos indicar que de los 24 tratamientos establecidos únicamente se presentan aquellos en los que el desarrollo diametral de la cubierta arbolada ha sido menor/mayor, reduciéndose por lo tanto la realización del balance de carbono al estudio de: - 4 tratamientos en el caso de las parcelas establecidas bajo una mayor densidad de plantación: 2 bajo cubierta de pino (fertilización mineral (M) y fertilización con lodo (L) en ambos casos con mezcla de raigrás (Lp)) y 2 bajo cubierta de abedul (tratamientos de no fertilización (NF) + siembra de raigrás (Lp) y tratamiento de fertilización con lodo (L) + siembra de dactilo (Dg)). - 4 tratamientos en las parcelas bajo menor densidad de plantación: 2 de ellos bajo cubierta de pino (fertilización mineral (M) + siembra de dactilo (Dg) y fertilización con lodo (L) + siembra de raigrás (Lp)) y 2 bajo cubierta de abedul (no fertilización (NF) + siembra de raigrás (Lp) y fertilización mineral (M) + siembra de dactilo (Dg)). Por lo tanto, se evaluarán un total de 8 tratamientos. Como lo que se pretende evaluar es un sistema silvopastoral, debemos tener en cuenta, en el balance de carbono, los animales que se sostendrían con este sistema. Se supone por tanto un pastoreo con ganado ovino. De los distintos sistemas de manejo que se proponen para el ganado ovino destinado a la producción de carne en Galicia (ZeaSalguiero, 1992) y teniendo en cuenta las características particulares de nuestro sistema y de la zona en la cual se desarrolla, hemos considerado que el que mejor se adapta a nuestras características es el formado por ovejas de raza gallega, de 35 kg de peso vivo y destinadas a la producción de carne. Por otro lado, se pretende evaluar el balance de carbono en el último año de estudio (2005). Para ello se ha procedido ha separar el sistema en sus diferentes componentes: cubierta arbolada, pasto, suelo y animal, los cuales se muestran en la Figura 8, y se ha seguido la metodología planteada por el IPCC (1996). Material y Métodos 76 descomponen por la acción de microorganismos, en moléculas simples que se absorben en el torrente sanguíneo. Tanto los animales rumiantes como los no rumiantes producen metano; sin embargo, los rumiantes son la fuente más importante (IPCC, 1996; Xunta de Galicia, 2004). Para realizar este cálculo es necesario conocer el número de animales (carga ganadera) y el valor de un factor de emisión, que depende del tipo de animal considerado, en nuestro caso, ganado ovino, el valor del factor de emisión es 5 Kg CH4/cabeza año (IPCC, 1996; Xunta, 2004). Efer (kg CH4/ha año) = Nº animales*5 7.4.1.2 Cálculo de las emisiones procedentes del manejo del estiércol (Eest) El metano procedente del manejo del estiércol obedece a su descomposición en condiciones anaeróbicas. Esas condiciones se presentan por lo general cuando se cría un número elevado de animales en un área confinada (granjas, corrales…) (IPCC, 1996). Al igual que en el apartado anterior, para realizar el cálculo de las emisiones de metano procedentes del manejo del estiércol es necesario conocer el número de animales y multiplicarlo por un factor de emisión. Dicho factor de emisión depende de la temperatura media mensual de la zona y se calcula empleando la siguiente ecuación: FE total = (FE región fría* (M T<15ºC/ 12)) + (FE región templada* (M T =15-25ºC/ 12)) donde: FE total = es el factor de emisión total FE región fría = factor de emisión de la región fría (0,28 Kg CH4 cabeza/año) (IPCC, 1996) FE región templada = factor de emisión de la región templada (0,19 Kg CH4 cabeza/año) (IPCC, 1996) M T<15ºC = meses con temperatura media inferior a 15ºC; en nuestro caso 8 meses. M T =15-25 ºC= meses con una temperatura media entre 15 y 25ºC; en nuestro caso 4 meses. Material y Métodos 77 Por lo tanto, el factor de emisión calculado toma un valor de 0,22 kg CH4/cabeza y año (IPCC, 1996). E est (kg CH4/ha año) = Nº animales*0,22*0,41 Como ya hemos comentado anteriormente, el manejo de los animales que forman este sistema pasa por cinco meses de estabulación lo que supone que a lo largo de un año, dichos animales permanecen estabulados un 41% de los días, por lo que multiplicamos por 0,41 que es la distribución porcentual de la frecuencia de utilización de este tipo de sistema de manejo del estiércol. 7.4.1.3 Cálculo del total de emisiones de CH4 procedentes del ganado Las emisiones totales de metano procedentes del ganado serán el resultado de la suma de las emisiones procedentes de la fermentación entérica (Efer) y el manejo del estiércol por estabulación (Eest). Total emisiones = E fer + E est Una vez obtenidas las emisiones de metano procedentes del ganado es necesario trasformar dichos resultados en unidades que nos permitan de una forma más adecuada la interpretación de los mismos, para ello procedemos a trasformar dichas unidades en equivalentes de CO2 teniendo en cuenta el potencial de calentamiento del metano (21). 7.4.2 Estimación de las emisiones de óxido nitroso (N2O) Las emisiones de N2O proceden del manejo del estiércol; en nuestro sistema tendremos dos fuentes de emisión, por un lado las emisiones del ganado producidas durante los meses que este permanece estabulado y por otro lado las emisiones producidas durante el pastoreo, éstas últimas se computarán en el apartado dedicado al suelo, tal y como se especifica en las Directrices del IPCC, 1996. 7.4.2.1 Emisiones de N2O procedentes de la estabulación En primer lugar es necesario estimar la cantidad de N excretado (Nex) procedente del manejo del estiércol, para realizar este cálculo se aplica un factor de emisión (nex) según el tipo de ganado considerado, en este caso ovejas, cuyo factor de emisión es 20 kg/cabeza/año (IPCC, 1996) Material y Métodos 78 La fórmula utilizada para la realización de los cálculos es: Nex = Nº animales* nex * 0,41 donde: nex = Nitrógeno excretado (20 kg N/cabeza/año) Se tienen en cuenta el número de días al año que el ganado se encuentra estabulado (150 días/año, 41%). A continuación se realiza la estimación de las emisiones de N2O, para ello, es necesario tener en cuenta el factor de emisión establecido según el IPCC para este tipo de aprovechamiento, dicho factor toma un valor de 0,02 kg N2O–N/kg N y por otro lado tener en cuenta el factor estequiométrico 44/28. N2O (kg/ha)= Nex * 0,02 * (44/28) Una vez determinadas las emisiones de N2O procedentes de la estabulación calcularemos los equivalentes en CO2, para lo cual bastará con multiplicar por 310 (potencial de calentamiento del N2O (IPCC, 1996). 7.5 Estimación de las emisiones de N2O en el suelo Las Directrices del IPCC (1996), a la hora de calcular las emisiones de óxido nitroso procedentes de los suelos agrícolas distinguen los siguientes tipos: - emisiones directas de N2O procedentes del suelo (excluyendo los efectos del pastoreo) - emisiones directas de N2O procedentes de los suelos dedicados a la producción animal - emisiones indirectas de N2O procedentes del nitrógeno utilizado en agricultura. 7.5.1 Estimación de las emisiones directas de N2O procedentes del suelo (excluyendo los efectos del pastoreo) 7.5.1.1 Emisiones procedentes del fertilizante sintético (Fsn) En primer lugar, y siguiendo las directrices del IPCC (1996) es necesario determinar la cantidad de fertilizante sintético (FSN) aplicado: Material y Métodos 79 FSN = NFERT * (1 – Frac GASF) donde: NFERT = total del fertilizante sintético utilizado (kg N/ha año). FracGASF = fracción del total de nitrógeno del fertilizante sintético que se emite como NOx + NH3 (kg N/kg N), siendo dicha fracción de 0,1 kg NH3-N + NOx-N/kg del nitrógeno en el fertilizante sintético (IPCC 1996). Seguidamente se estiman las emisiones directas de N2O: N2ODIRECTAS= FSN * FE1 donde: FSN = cantidad de fertilizante sintético utilizado. FE1 = factor de emisión para las emisiones directas, 0,0125 kg N2O-N/kg de aporte de nitrógeno (IPCC, 1996). Una vez obtenidas las emisiones directas de N2O-N procedentes del uso de fertilizantes las emisiones totales de N2O se determinaran aplicando el factor estequiométrico 44/28. 7.5.1.2 Emisiones directas de N2O procedentes del estiércol utilizado como fertilizante Para realizar el cálculo correspondiente a las emisiones directas de N2O procedentes de la utilización del estiércol como fertilizante se ha determinado, en primer lugar, la cantidad de Nex (nitrógeno excretado por el ganado), en nuestro caso, los sistemas de manejo del estiércol son dos, por un lado el estiércol producido durante el periodo de estabulación y por otro lado el producido durante la época de pastoreo. Para realizar el cálculo del Nex se empleará la fórmula siguiente: Nex (kg N/año ha)= Nº animales* nex Donde: nex = Nitrógeno excretado (20 kg/cabeza/año) En este caso se tienen en cuenta tanto los días que las ovejas permanecen estabuladas como los días en los que están pastoreando. Posteriormente se determina el nitrógeno del estiércol utilizado como fertilizante y se hace la corrección correspondiente a las emisiones de NH3 y NOx, excluyendo el estiércol producido durante el pastoreo, para ello se aplica la siguiente fórmula: Material y Métodos 80 FE = Nex * [1-(Frac PAST + Frac GASM)] Donde: F E = cantidad de N aportado (Kg N ha/año) Nex = nitrógeno excretado Frac PAST = fracción del nitrógeno excretado por el ganado y depositado en el suelo durante el pastoreo, kg N/kg N excretado (0,02 IPCC, 1996). Frac GASM = fracción del total del nitrógeno excretado que se emite como NOx o NH3 ( kg N/kg N), valor por defecto tomado del IPCC (0,2 kg NH3-N + NOxN/kg N del nitrógeno excretado por el ganado). Finalmente, las emisiones directas de N2O se determinarán multiplicando los resultados anteriores por el factor de emisión para las Emisiones Directas (FE1 valor por defecto tomado del IPCC (0,0125 kg N2O-N/kg de aporte de nitrógeno) y por 44/28. N2ODIRECTAS= FE * FE1* 44/28 Las emisiones directas totales de N2O se obtendrán sumando las emisiones procedentes de la utilización de fertilizantes y las emisiones derivadas del uso del estiércol como fertilizante. 7.5.2 Estimación de las emisiones directas de N2O procedentes del pastoreo de los animales La estimación de las emisiones de N2O procedentes del pastoreo se ha realizado a partir del nitrógeno excretado por el ganado (Nex) y teniendo en cuenta el factor de emisión establecido por el IPCC (1996) para este tipo de aprovechamientos (pastoreo), dicho factor alcanza un valor de 0,02 kg N2O –N/kg N. La ecuación empleada es la siguiente: N2O (kg/ha)= Nex * 0,02 * (44/28) 7.5.3 Estimación de las emisiones indirectas de N2O En este apartado se determinan, por un lado, las emisiones indirectas procedentes de la deposición atmosférica, y por otro las emisiones procedentes de la lixiviación. Material y Métodos 81 7.5.3.1 Emisiones de NH3 y NOx procedentes de la deposición atmosférica La fórmula empleada en el cálculo de las emisiones de N2O es: E N20-atm = (( NFER* FracGASFS) + (Nex* Frac GASM)) * FE4*44/28 donde: NFER = N aplicado al realizar los tratamientos de fertilización. FracGASFS = fracción del N aplicado en el fertilizante que se volatiliza, valor tomado del IPCC (0,1 kg NH3-N + NOx /kg del nitrógeno en el fertilizante sintético aplicado) Nex = total del N excretado por el ganado (pastoreo + estabulación). FracGASM = fracción total de N en el estiércol excretado que se volatiliza, valor del IPCC (0,02 kg NH3-N + NOx /kg del nitrógeno excretado por el ganado). FE4 = factor de emisión, valor del IPCC (0,01 kg N2O-N por kg NH3-N y NOx-N emitidos). 7.5.3.2 Emisiones procedentes de la lixiviación El cálculo se realiza aplicando la siguiente fórmula: EN2O-Lix = (( NFER + Nex) * FracLix * FE5) * 44/28 donde: NFER = Nitrógeno aplicado en los tratamientos de fertilización. Nex = Nitrógeno excretado por el ganado. Fraclix = Fracción de N lixiviado, valor tomado por defecto del IPCC (0,3 kg N/kg nitrógeno del fertilizante o el estiércol). FE5 = Factor de emisión tomado por defecto del IPCC (0,025 kg N2O-N por kg de lixiviación/escorrentía de nitrógeno). Las emisiones indirectas de N2O serán las procedentes de las deposiciones atmosféricas y la lixiviación. 7.5.4 Emisiones totales de N2O Serán el resultado de sumar las emisiones directas, las emisiones procedentes del pastoreo de los animales y las emisiones indirectas de N2O. Material y Métodos 82 Para la determinación de los equivalentes de CO2 procedentes de las emisiones de N2O se multiplicarán las emisiones de N2O por el potencial de calentamiento del N2O, 310 (IPCC, 1996). 8. ANÁLISIS ESTADÍSTICO Las variables estudiadas mediante el uso de un ANOVA fueron: materia orgánica, N total, relación C/N, pH, crecimiento en altura y diámetro del arbolado producción de biomasa aérea anual en el estrato inferior, pasto, material senescente, acículas, composición florística, biodiversidad alpha (riqueza específica (S), índice de Simpson, índice de Shannon-Wienner y equidad de Pielou). Antes del ANOVA se realizó una normalización de los datos si así lo requerían. Los resultados obtenidos fueron tratados mediante el empleo de ANOVA y las medias se separaron usando el test LSD (p<0,05; α = 0,05), para todo ello se empleó el paquete estadístico SAS (2001) y se emplearon los siguientes modelos: * Para pH, materia orgánica, nitrógeno, relación C/N, crecimiento en altura y diámetro del arbolado y biodiversidad alpha: Y ijklm= μ + Fi + Spj + Mk + Al + Bm + εijklm; Siendo: Yijklm la variable de estudio, μ: la media de la variable; Fi: Fertilización; Spj: especie forestal; Mk: Mezcla; Al: año; Bm: bloque y εijklm: error, Para la producción de acículas, producción de material senescente y composición específica: Y ijklmn= μ + Fi + Spj + Mk + Al + Bm + Cn + εijklmn; Siendo: Yijklm la variable de estudio, μ: la media de la variable; Fi: Fertilización; Spj: especie forestal; Mk: Mezcla; Al: año; Bm: bloque; Cn: corte y εijklm: error. Sólo se mostraran los resultados de aquellas interacciones que hayan resultado significativas. IV. Resultados y Discusión Resultados y Discusión 83 1. CARACTERIZACION CLIMATICA DURANTE LOS AÑOS DEL ENSAYO En la Figura 10 se muestran los diagramas ombrotérmicos de los 10 años de duración del ensayo (1995-2005). La mayoría de los vegetales responden a las variaciones de la temperatura, existiendo un valor máximo y mínimo por encima y por debajo de los cuales no crecen, y una temperatura óptima para el crecimiento. En general, los cultivos de zonas templadas detienen su crecimiento cuando la temperatura desciende de 6 ó 5 ºC o supera los 37 ºC, estando el óptimo entre 25 y 31 ºC (Holmes, 1962; Pearson e Ison, 1987) sin olvidar que cada especie presenta diferentes rangos óptimos de temperatura según la fase de desarrollo (Carballeira et al., 1983). La temperatura media mensual más elevada que se ha registrado a lo largo de los diez años de estudio se obtuvo en el año 2003, 21,5 ºC, seguida de los 19,8 ºC en el año 1998, ambas en el mes de agosto mientras que la menor temperatura media mensual fue de 4,1 ºC, registrada en enero del año 2000 y febrero del 2005. En general, durante los diez años de estudio, las menores temperaturas se obtuvieron durante los meses de enero y febrero, resultando en algún caso limitantes para el crecimiento de las especies pratenses (T<6ºC). Es importante destacar que durante el año 2005 esta limitación se produce durante toda la época invernal. Por otro lado, la temperatura media mensual registrada se ha mantenido más o menos uniforme a lo largo de los tres años en los que se centra este estudio, exceptuando los meses de diciembre y febrero del año 2005 en los que, el descenso de esta variable con respecto a los dos años anteriores se cifra en aproximadamente 4 ºC, mientras que durante los meses de junio y septiembre se observa un aumento importante de dicho parámetro con respecto al año 1995. En cuanto a las precipitaciones, los mayores valores se registraron en los años 1999, 2000 y 2001 con 1239, 1341, 1234 mm, respectivamente, superando la precipitación media total de los treinta últimos años (1083 mm). Mientras que los años menos lluviosos fueron el 2002, 720 mm, el 2004, 823 mm, y el 2005 con 824 mm. En el caso de la precipitación registrada durante la época estival, que favorece en mayor medida el crecimiento de las plantas y del arbolado, los mayores valores se correspondieron con los años 1995, 1999 y 2001, con 211, 279 y 238 mm, respectivamente. Mientras que los menores registros fueron en los años 2002, 2003 y 2005, con 74, 100 y 84 mm, respectivamente. A modo de resumen indicaremos que la zona objeto de estudio, en general, se ve afectada por un periodo de sequía estival que limita el crecimiento del pasto y del Resultados y Discusión 84 arbolado. La duración de dicho periodo varió según el año de estudio considerado, así, durante el año 1995 se concentró en los meses de junio y agosto, siendo más acusada en éste último mes, mientras que en el año 2000, aunque el periodo de sequía coincide con el anterior, ésta fue mayor durante el mes de junio. Finalmente el año 2005 fue el más seco de los tres, ya que el periodo de sequía se prolongó desde junio a septiembre. Resultados y Discusión 91 En el momento de la instalación del sistema, el contenido de nitrógeno en el suelo de las parcelas era de un 0,33%, alcanzando, a finales de ese mismo año, intervalos de variación similares tanto en las parcelas en las cuales se repobló con pino como en las repobladas con abedul, dichos intervalos fueron 0,29-0,33% a marco 2x2 y 0,31-0,37% a marco 3x4 bajo pino, y en el caso del abedul 0,28-0,31% y 0,33-0,38% para las mismas densidades de plantación citadas anteriormente, valores que se encuentran entre los obtenidos normalmente en suelos dedicados al cultivo (0,36%) en Galicia (Calvo de Anta et al., 1992). Transcurridos cinco años, el contenido de nitrógeno en las diferentes parcelas se situó en los intervalos 0,15-0,30% y 0,29-0,37%, bajo cubierta de conífera y a marco 2x2 y 3x4, respectivamente, mientras que bajo cubierta de abedul los niveles alcanzados por esta variable se situaron en los intervalos 0,25-0,31, a marco 2x2, y 0,32-0,42% a marco 3x4. Ya en el último año de estudio, transcurridos diez años desde la instalación del sistema, los resultados mostraron un aumento significativo de los niveles de nitrógeno total en suelo, que variaron entre el 0,34 y el 0,45% a marco 2x2 y entre el 0,36 y el 0,48% a marco 3x4, bajo cubierta de pino, y entre el 0,42 y el 0,46% y entre el 0,42 y el 0,47% bajo cubierta de abedul y para los marcos citados con anterioridad (Figura 13). Dichos intervalos se encuentran dentro de los niveles definidos por Domínguez (1984) como normales en suelo (0,02-0,4%), pero, en general, son inferiores a los obtenidos por López-Díaz (2004, 2007) en terrenos de monte de la provincia de Lugo repoblados con Pinus radiata D. Don (0,40-0,80%) y también en terreno forestal por Calvo de Anta et al. (1992) (0,75%) y se aproximarían más a los niveles obtenidos por estos últimos autores en suelos de pradera de Galicia (0,49%). Los resultados encontrados en nuestro estudio parecen indicar una mejora global de los niveles de N a medida que aumenta la edad de la masa arbolada, tal y como sucedía con la materia orgánica. También parece encontrarse un incremento más alto bajo abedul. Resultados y Discusión 92 N Marco 2x2 a a a a a ab ab a ab b ab a ab a ab ab ab ab bc c abc ab ab ab ab ab ab ab b ab ab ab a b ab ab 0,10 0,30 0,50 0,70 L M NF L M NF L M NF L M NF Tratamientos % 2005 2000 1995 Preinstalación Dg Dg Lp Lp Pino Abedul N Marco 3x4 ab ab a ab ab ab a b ab b b ab b a ab ab ab ab ab ab ab ab ab ab 0,10 0,30 0,50 0,70 LMNF LMNF LMNF LMNF Tratamientos % Dg Dg Lp Lp Pino Abedul Figura 13. Porcentaje de Nitrógeno, en los tres años de estudio, en cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. En cuanto al efecto de la mezcla de siembra sobre el contenido medio de N total en suelo, en el caso de las parcelas establecidas bajo una mayor densidad de plantación se ha observado un efecto significativo durante los dos últimos años de estudio, de manera que, como ya hemos comentado anteriormente para el caso de la materia orgánica, se produce una disminución del porcentaje de N total durante el año 2000, disminución que se hace significativamente mayor en el caso de las parcelas sembradas con mezcla de raigrás y establecidas bajo cubierta de pino (Figura 14), siendo la justificación la misma que para la materia orgánica. Resultados y Discusión 93 En nuestro estudio, el aumento del contenido en materia orgánica provocó un incremento de los niveles de N. Este incremento resultó ser más importante en los marcos de plantación más elevados en relación a la situación inicial. Es importante señalar que, al igual que sucedía con la materia orgánica, la fecha de muestreo pudo afectar a los niveles de N en suelo. El nitrógeno es un elemento que, a diferencia de otros, no está ligado al tipo de roca madre presente en el suelo, ya que su reservorio edáfico se liga fundamentalmente a los niveles de materia orgánica (Whitehead, 1995) En el caso de las parcelas desarrolladas a elevadas densidades bajo pino se producía un aumento importante de los niveles de MO en el suelo, que no se acompaña de un incremento de los niveles de N en el año 2000, sobre todo en las parcelas desarrolladas con raigrás. En estas parcelas, las condiciones de anoxia pudieron verse favorecidas por la menor presencia de dactilo en las mismas, estas condiciones favorecerían la desnitrificación y por lo tanto la disminución en el suelo de los niveles de N. En estas parcelas de raigrás, la menor presencia de especies herbáceas debido al peor porcentaje del dactilo que presentan pudo contribuir al desarrollo de condiciones de anoxia (al no ser el agua consumida por las especies herbáceas) que favorecerían la desnitrificación y por lo tanto una disminución en el suelo de los niveles de N. Durante el último año, 2005, la disminución de N es mayor en el caso de las parcelas sembradas con mezcla de dactilo y también bajo cubierta de pino, una posible explicación a esta respuesta podemos encontrarla en el hecho de que, en esas parcelas, el contenido de acículas es superior al encontrado en las sembradas con raigrás, lo que puede incrementar los procesos de anoxia. En el caso de la cubierta arbolada y su efecto sobre el contenido medio de N total en suelo, se ha producido un aumento significativo del contenido en el último año, en las parcelas con mayor densidad de plantación (0,34b, 0,35b y 0,42a% para los años 1995, 2000 y 2005, respectivamente), correspondiéndose con lo que sucedía con los niveles de MO. Resultados y Discusión 94 Marco 2x2 Pino Abedul a ab ab b a aa b 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 Dg Lp Dg Lp Mezcla % N 2005 2000 1995 Figura 14. Interacción año*mezcla*especie forestal para los tres años de estudio y en las parcelas establecidas a marco de plantación 2x2 m. Donde: Dg: mezcla de dactilo y Lp: mezcla de raigrás. 4. RELACION C/N Los resultados del ANOVA realizados para la relación C/N mostraron la existencia de un efecto significativo de la interacción fetilización*mezcla*especie forestal*año en el caso de las parcelas establecidas a densidad de plantación mayor (Tabla 12), no encontrándose efecto alguno cuando analizamos los datos procedentes de las menores densidades de plantación, lo que demuestra un efecto claro de la densidad sobre este parámetro. Relación C/N Marco 2x2 Marco 3x4 Año * ns Fertilización * ns Mezcla * ns Fertilización*mezcla * ns Mezcla*año * ns Especie forestal*año *** ns Fertilización*mezcla*especie forestal * ns Fertilización*mezcla*año * ns Fertilización*mezcla*especie forestal*año ** ns Tabla 12. Resultado del análisis de varianza de la relación C/N, donde: ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo); *: p< 0,05; **: p< 0,01; ***: p< 0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos. La relación C/N en el momento de la instalación del sistema era de 14,11 variando a lo largo de los tres años de estudio, en el suelo de las parcelas establecidas a marco 2x2, entre 15,00-15,44 en 1995, 15,81-27,6 en el 2000 y 12,14-17,13 en el 2005 Resultados y Discusión 95 bajo cubierta de pino y 15,19-16,03, 12,21-21,00 y 10,15-16,81 bajo cubierta de abedul para los años 1995, 2000 y 2005, respectivamente. Mientras que, a marco 3x4 los niveles obtenidos fueron 13,85-15,04, 11,84-15,36 y 11,14-17,17 bajo cubierta de pino y 13,77-15,61, 12,03-15,04 y 11,35-15,93 bajo cubierta de abedul, para los mismos años citados anteriormente (Figura 15). Salvo excepciones, los resultados obtenidos en los diferentes tratamientos aplicados muestran una relación C/N dentro de los intervalos definidos como habituales en praderas y suelos forestales en Galicia por Calvo de Anta et al. 1992 (12-17). Dichos intervalos supondrían una descomposición de la materia orgánica que podríamos denominar media, tal y como indica Fuentes-Yagüe (1999), ya que según este autor, la rapidez con la que proliferan los microorganismos desintegradores y por tanto, la rapidez con la que se descompone la materia orgánica depende de la relación C/N. Si dicha relación es 10 la descomposición de la materia orgánica es adecuada mientras que si esta relación es inferior a este valor es rápida, y si supera el valor de 10 la mineralización se ralentizaría, acumulándose materia orgánica en el sistema. En nuestros tratamientos generalmente se supera ese valor lo que justificaría la acumulación de MO en el suelo a medida que se desarrolla la masa. En general no se observa, salvo en el año 2000, una modificación de la relación C/N como consecuencia de los tratamientos aplicados, ya que, como hemos visto, se produce un incremento conjunto de los niveles de C y N. Sin embargo, en el caso de las parcelas establecidas a marco 2x2, los resultados obtenidos reflejan la existencia de un aumento de dicha relación durante los primeros años de desarrollo del sistema (1995 y 2000), motivado, por una parte, por el descenso del contenido de N en suelo (sobre todo en la mezcla de siembra Lp bajo cubierta de pino) y por otro lado por las mayores precipitaciones ocurridas durante el año 2000, lo que nos puede llevar a pensar que en esos años se produciría en el suelo un aumento de las condiciones de anoxia y una acidificación, lo cual provocaría una disminución de los procesos de mineralización y una proliferación de la flora microbiana anaerobia menos activa (Fuentes-Yagüe, 1999; Labrador, 2002). Esta situación se acentuaría por el desarrollo de la cubierta arbolada, sobre todo en el caso del pino, que provocaría un aumento de las condiciones de sombra en el suelo y por lo tanto una disminución de la temperatura en el mismo provocando una ralentización de dichos procesos. Resultados y Discusión 96 C/N Marco 2x2 bcd ab abcd bcd a bcd bcd cd d abc bcd bcd abc cd abc abc abc d abc a bc cd ab bc ab b ab ab ab ab ab ab a ab ab ab 5 10 15 20 25 30 L M NF L M NF L M NF L M NF Tratamientos 1995 2000 2005 preinstalacion Dg Dg Lp Lp Pino C/N Marco 3x4 5 10 15 20 25 30 L M NF L M NF L M NF L M NF Tratamientos Dg Dg Lp Lp Pino Abedul A bedul Figura 15. Relación C/N, en los tres años de estudio, en cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. En general, podemos concluir que la relación C/N se mantiene estable en el tiempo, porque se produce un incremento proporcional de carbono y nitrógeno. Sin embargo, cuando se producen fenómenos de anoxia que favorecen el proceso de desnitrificación, los niveles de nitrógeno se reducen incrementándose la relación C/N. Resultados y Discusión 97 5. pH 5.1 pH en agua Los resultados del ANOVA realizado para la variable pH muestran la existencia de un efecto significativo del tratamiento de fertilización aplicado y de la especie forestal establecida (p < 0,10), según el año de estudio considerado, en las parcelas a marco 2x2. A menores densidades de plantación se obtiene un efecto significativo de las interacción año*mezcla*especie forestal*fertilización (Tabla 13). pH en agua Marco 2x2 Marco 3x4 Año *** *** Fertilización *** *** Especie forestal * * Mezcla ns ** Fertilización*especie forestal ns *** Año*mezcla ns ** Año*fertilización * *** Año*especie forestal 10% * Año*fertilización*mezcla ns * Año*mezcla*especie forestal*fertilización ns * Tabla 13. Resultado del análisis de varianza del pH en suelo medido en agua, donde: ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p<0,05; **: p< 0,01; ***: p< 0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos. En el momento del establecimiento de las diferentes parcelas el pH del suelo era 6,8 (Rigueiro-Rodríguez et al., 2000) pero, una vez instalado el sistema, los resultados obtenidos mostraron un rango de pH situado entre 5,7 y 6,9, clasificado como medianamente ácido en el caso de las parcelas en las cuales se ha aplicado fertilización orgánica (L) o no fertilización (NF), con independencia de la cubierta arbolada y la densidad de plantación, y neutro en el caso de aquellas fertilizadas con abono mineral (M) (Figura 16). En Galicia, tal como indican Calvo de Anta et al. (1992), los niveles de pH habituales son del orden de 5, inferiores a los obtenidos en nuestro caso, debido a que la zona era encalada con frecuencia para el cultivo de patatas (Mosquera-Losada et al., 2006). En el caso de las parcelas establecidas a mayor densidad de plantación y repobladas con pino, en el segundo y tercer años de estudio los resultados mostraron un mismo rango de variación del pH, entre 5,3-6, mientras que en las de marco 3x4 varió entre 5,1-6,2 y 5,7-6,4 para los años 2000 y 2005, respectivamente. Dichos intervalos se corresponderían con los clasificados en la bibliografía como suelos entre fuerte y medianamente ácidos, para el caso de los dos primeros intervalos señalados, y entre mediana y ligeramente ácidos para el tercer intervalo (Porta et al., 2003). En las Resultados y Discusión 98 parcelas en las cuales la cubierta arbolada estaba constituida por abedul, los rangos de variación de pH fueron 5,4-6,4 y 5,6-6,1 en la mayor densidad de plantación y durante los años 2000 y 2005, respectivamente, y 5,7-6,0 y 5,8-6,3 para los mismos años y en la menor densidad de plantación. En general, la mayor parte de las parcelas han presentado unos suelos con un pH en agua clasificado en la bibliografía como medianamente ácido (5,6-6), resultando adecuado para la mayoría de los cultivos (Fuentes-Yagüe, 1999). El pH obtenido bajo cubierta de abedul, con independencia de la densidad de plantación, resultó ser más elevado que en el caso de las parcelas desarrolladas bajo pino, con niveles adecuados para el desarrollo de la mayor parte de los cultivos y con buena disponibilidad de nutrientes (Porta et al., 2003). Si comparamos los resultados obtenidos en las parcelas de pino y abedul vemos como, en la mayor parte de los tratamientos, el pH obtenido bajo cubierta de abedul es más alto que en las parcelas implantadas bajo la conífera, lo que puede explicarse por la menor capacidad acidificante de las hojas de abedul, en comparación con las acículas del pino. Las hojas del abedul suelen presentar unos mayores niveles en calcio (Fernández-Núñez, 2000; 2004) que las acículas de pino en el período de caída de la hoja. En general, a densidades elevadas de plantación observamos una disminución del pH en aquellos tratamientos que favorecen el desarrollo de la cubierta arbolada (L y NF), dicho crecimiento implicará una mayor extracción de calcio del suelo y por lo tanto una mayor acidificación del mismo. Una excepción a estos resultados se ha obtenido en el caso de las parcelas desarrolladas bajo cubierta de pino a marco 2x2 y fertilizadas con lodo (L), las cuales presentaron, en los dos últimos años de estudio, un pH fuertemente ácido (entre 5,15,5), que podría limitar la actividad bacteriana en las mismas mientras que, cuando el marco de plantación es 3x4 y para las mismas condiciones de cubierta arbolada, vemos como esta situación sólo se produce en el año 2000, ya que en el año 2005 el pH es superior a 5,5, independientemente de la mezcla de siembra de la parcela. Esta situación se repite en las parcelas no fertilizadas (NF) y repobladas con pino, pero en esta ocasión sólo en las que han sido sembradas con mezcla de dactilo (Dg). Los resultados obtenidos reflejan dos situaciones diferenciadas, en primer lugar, vemos como cinco años después de la instalación del sistema, año 2000, la tendencia general fue la acidificación, con independencia de la cubierta arbolada y densidad de plantación, tendencia que se ralentiza en el caso de las parcelas en las cuales no se ha aplicado fertilización mineral (M). Esa acidificación puede deberse Resultados y Discusión 99 probablemente a las extracciones y al lavado producido en las parcelas (Giddens et al. 1997 y Adams et al. 2001) y, en el caso de las desarrolladas bajo cubierta de pino, la acidificación pudo verse acentuada por la deposición de acículas (Fernández-Núñez, 2004). Se observa también como el tratamiento en el que se ha aplicado fertilización mineral es el que presenta desde el principio un nivel de pH mayor que el resto de las parcelas, tendencia que se mantiene incluso a los 10 años de la instalación del sistema, excepto en las parcelas implantadas a menor densidad y en las que la cubierta arbolada está constituida por abedul, lo que se explica por presentar el arbolado un menor desarrollo y en consecuencia una menor extracción de calcio del suelo. Hay que tener en cuenta que la proporción de calcio en planta es de las más elevadas (entre los cationes) y que éste es extraído del suelo de forma exclusiva. El aumento de pH encontrado en el año 2005 puede explicarse por el diferente mes de muestreo, más tardío en el 2000 (marzo 2001), lo que favoreció el lavado de bases y por tanto un descenso en el pH, recordemos además que, las precipitaciones registradas durante el año 2001 fueron las mayores de los tres años objeto de estudio. El pH inicial no se mantiene después de diez años de estudio probablemente por las condiciones edafoclimáticas de la zona, ya que permiten un buen crecimiento de los cultivos desarrollados en la experiencia, tanto del pasto como del arbolado, lo que favorece las extracciones de nutrientes. Desde un punto de vista edáfico al tratarse de un suelo arenoso se favorece el lavado, que se acrecienta por las abundantes precipitaciones de la zona, resultando además baja su capacidad de intercambio catiónico (Mosquera-Losada et al., 2006). En este sentido en las parcelas más extractivas (caso del pino a densidad elevada) es lógico que se incremente la acidez, sobre todo cuando se fertilizan con lodo, tratamiento que favoreció además el desarrollo del pasto. En este sentido es destacable el efecto positivo de la fertilización inorgánica sobre el pH, ya que la disminución del mismo es menor, con independencia de la densidad y de la cubierta arbolada, lo que puede explicarse por el menor desarrollo del arbolado en este tratamiento. Al contrario de los resultados obtenidos en nuestra experiencia, estudios realizados por López-Díaz (2001) y Rodríguez-Barreira (2003) señalan al lodo de depuradora como material encalante del suelo. Sin embargo, se trata de experiencias en las que el pH inicial de suelo es más bajo que en nuestro caso, y en las que se aplica el lodo de forma repetida durante varios años, lo que justifica en este caso el poder encalante del mismo. En estas experiencias desarrolladas en suelos muy ácidos y también arenosos, la fertilización mineral incrementa de forma notable la Resultados y Discusión 100 acidez en comparación con el lodo, lo que se justifica por el mayor desarrollo de la especie forestal que ocasiona este tratamiento, derivado de la escasa productividad del pasto a pH en agua inferior a 5 (Rodríguez-Barreira, 2003; López-Díaz et al., 2007). En el caso del abedul se observa el mismo resultado que el obtenido en pino, ya que en las parcelas con mayor densidad la fertilización mineral causa un descenso menos acusado del pH, lo que puede explicarse por el menor desarrollo de la especie forestal en este tratamiento, lo que reduce las extracciones de nutrientes, como puede observarse en los resultados de medición del arbolado. Si comparamos los resultados obtenidos en los años 2000 y 2005 en las dos densidades de plantación, es interesante destacar que el pH de las parcelas establecidas a marco 2x2 es ligeramente más ácido que el de las de marco 3x4, lo que puede explicarse por la mayor extracción de aquel sistema y la mayor deposición de acículas a densidades elevadas, consecuencia del establecimiento de la competencia entre pies de manera precoz, lo que provoca la mortandad de las ramas inferiores a las que no llega la luz, causando un desprendimiento masivo de las acículas (Figura 16). En resumen, podríamos indicar que durante los años de estudio se ha observado una reducción importante del pH derivada, en parte, de las extracciones realizadas por el arbolado y el pasto. Esa reducción ha sido menor en el caso de las parcelas fertilizadas inorgánicamente y también en aquellas desarrolladas bajo cubierta de abedul, debido a las menores extracciones realizadas en estos tratamientos. Resultados y Discusión 107 (Dg), la producción de pasto obtenida es mayor que en el caso de las establecidas con mezcla de raigrás (Lp) por lo que la competencia pasto-arbolado es mayor. Altura Marco 3x4 a a b b 0 1 2 3 4 Dg Lp Dg Lp Mezcla (m) 1995 2000 Figura 19. Efecto de la mezcla de siembra, durante los años 1995 y 2000, sobre el desarrollo en altura del Pinus radiata D. Don a marco de plantación 3x4 m. Por otro lado, el índice de sitio a la edad de 20 años (Sánchez et al., 2003) muestra valores superiores a los determinados en estudios realizados en terrenos de monte de Galicia para esta misma especie (18,22 m en fertilización inorgánica y 15,61 m en no fertilización) (Sánchez-Rodríguez et al., 2002; López-Díaz, 2004) (Figura 20) pero inferiores a los obtenidos en plantaciones de Nueva Zelanda (36 m a los 20 años) (Lavery, 1986) debido a las condiciones de sequía que se producen en nuestras latitudes durante el verano lo cual limita el crecimiento del arbolado. Marco 2x2 Marco 3x4 20 22 24 26 L M NF L M NF L M NF L M NF Tratamientos (m) Dg Lp Dg Lp Is 20 Figura 20. Indice de sitio para la especie Pinus radiata D. Don obtenido para los diferentes tratamientos aplicados a marco 2x2 y 3x4 m. Resultados y Discusión 108 En cuanto al desarrollo diametral del pino insigne, los resultados obtenidos muestran la existencia de un efecto significativo del tratamiento de fertilización aplicado en la parcela durante el primer y último años de estudio y un efecto conjunto de la fertilización y la mezcla de siembra durante el segundo año en el caso de las parcelas establecidas con marco 2x2. Sin embargo, a marco 3x4 los resultados reflejan la existencia de un efecto significativo del tipo de fertilización aplicada y de la mezcla de siembra en la parcela, durante el año 1995, y de la mezcla de siembra durante el año 2000, tal y como puede verse en la Tabla 16. Diámetro Marco 2x2 Marco 3x4 (Pinus radiata D. Don) 1995 2000 2005 1995 2000 2005 Fertilización *** *** * * ns ns Mezcla ns ns ns *** * ns Fertilización*mezcla ns * ns ** ns ns Tabla 16. Resultado del análisis de varianza realizado para la variable diámetro de la especie Pinus radiata D. Don donde ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p< 0.05, **: p < 0.01;***: p < 0.001. Marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos. El crecimiento en diámetro alcanzado por la especie Pinus radiata D. Don a lo largo del periodo de estudio realizado se muestra en la Figura 21. Los diámetros alcanzados se sitúan en los intervalos 0,7-0,9 cm a marco 2x2 y 0,6-0,8 cm a marco 3x4, en el año 1995, y 6,9-10,3 cm a marco 2x2 y 8,3-11,4 cm a marco 3x4, en el año 2000, y 12,4-16,5 cm y 14,2-17,1 cm para el año 2005 y marcos de plantación 2x2 y 3x4, respectivamente. Al igual que ocurría en el caso de la altura, se ha obtenido un efecto significativo de la fertilización aplicada sobre el desarrollo en diámetro de dicha especie, pero en esta ocasión este efecto es diferente según la mezcla de siembra de la parcela; así, la combinación de fertilización mineral (M) y siembra de dactilo (Dg) provoca una disminución en el desarrollo diametral que perdura hasta el último año de estudio (2005), mientras que, en las parcelas sembradas con raigrás (Lp), este mismo efecto se obtiene tanto en las parcelas fertilizadas con abono inorgánico (M) como en las no fertilizadas (NF). Esto puede justificarse, en primer lugar, porque el crecimiento de gramíneas responde muy bien a la fertilización inorgánica, limitando por tanto el crecimiento del arbolado, y en el segundo caso porque en las parcelas de raigrás (Lp) en las que no se fertiliza abundan especies dicotiledóneas que extraen cationes que pueden limitar el desarrollo del arbolado. Resultados y Discusión 109 Es importante destacar que sobre todo en los primeros años, no se encuentra un efecto negativo del aporte de lodo sobre el desarrollo forestal, resultando, en aquellos tratamientos más intensivos, un efecto similar al mostrado en los tratamientos de no fertilización. El efecto negativo de la sequía de verano en el crecimiento del árbol es especialmente importante en suelos arenosos con un contenido bajo de materia orgánica, y puede ser aliviado agregando las enmiendas orgánicas (tales como el lodo de industria láctea) que favorecen el desarrollo de árboles en los períodos de sequía, debido a que se incrementa la humedad del suelo y se limita la competencia de la vegetación herbácea, tal y como se ve en nuestra experiencia (Rigueiro-Rodríguez et al., 2000). A partir del cuarto año de experiencia, el tratamiento de fertilización inorgánica se aplicó en las parcelas fertilizadas inicialmente con lodo y la producción de pasto se incrementó sin afectar al crecimiento de los pinos, probablemente debido a la diferente profundidad de las raíces, reduciéndose la competencia pasto-arbolado, esto no ocurrió en el primer año de estudio, cuando una importante competencia entre el pasto y el arbolado fue detectada en el tratamiento de fertilización mineral (Mosquera-Losada et al., 2006). Diversos autores describen que la diferente profundidad de las raíces incrementa la eficacia del uso de fertilizantes (Nair y Kalmbacher, 2005). Por otro lado, durante los siete primeros años de estudio (1995-2001) en las parcelas fertilizadas, tanto orgánica como inorgánicamente, la producción de pasto fue semejante, sin embargo el desarrollo de los pinos fue mayor en aquellas parcelas en las cuales se aplicó fertilización con lodo inicialmente (alrededor de un 35% más en altura y un 30% más en diámetro) (Mosquera-Losada et al., 2006). Estos resultados se contradicen con los obtenidos en sistemas silvopastorales de pino insigne desarrollados sobre suelos de monte, en los que, la fertilización se efectuaba cuando el arbolado tenía ya cinco años y era menos influenciable por la competencia del estrato herbáceo, y sobre un suelo muy ácido, acidez que se vio incrementada por la fertilización inorgánica, limitando la productividad del pasto (López-Díaz, 2004). Resultados y Discusión 110 Diámetro Marco 2x2 b c b a c ab b b a a b a ab b a ab b ab 0 5 10 15 20 L M NF L M NF Tratamientos (cm) 1995 2000 2005 Diámetro Marco 3x4 a b bc bc c bc a ab ab ab ab b 0 5 10 15 20 L M NF L M NF Tratamientos (cm) Dg Dg Lp Lp Pino Figura 21. Crecimiento en Diámetro de la especie Pinus radiata D. Don, en los tres años de estudio, en cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. 6.2 Betula alba L. El resultado del análisis de varianza realizado para la variable altura en el caso de la especie Betula alba L. se muestra en la Tabla 17. En las parcelas en las cuales el abedul se ha establecido a elevadas densidades de plantación se ha obtenido durante los dos últimos años de estudio un efecto conjunto del tratamiento de fertilización y de la mezcla de siembra en la parcela. En el caso de las densidades menores, los resultados mostraron un efecto significativo de la mezcla de siembra durante el primer y último año de estudio, mientras que en el segundo año se ha obtenido un efecto conjunto de la fertilización y de la mezcla de siembra sobre el desarrollo en altura de esta especie. Resultados y Discusión 111 Altura Marco 2x2 Marco 3x4 (Betula alba L.) 1995 2000 2005 1995 2000 2005 Fertilización ns ns * ns ns ns Mezcla ns * * ** *** ** Fertilización*mezcla ns ** ** ns * ns Tabla 17. Resultado del análisis de varianza realizado para la variable Altura, de la especie Betula alba L., donde ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p< 0.05, **: p< 0.01; ***: p < 0.001. Marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos. La Figura 22 representa el crecimiento en altura alcanzado por los pies de abedul en los diferentes tratamientos. En las parcelas repobladas a marco 2x2 la altura alcanzada por el abedul fue de 0,61-0,65, 1,9-3,1 y 4,8-6,5 m para los años 1995, 2000 y 2005, respectivamente, mientras que a marco 3x4 varió entre 0,6-0,8, 2,2-3,4 y 5,6-7,6 m para los años citados anteriormente. Los resultados obtenidos reflejan un mayor desarrollo en altura en aquellas parcelas en las cuales la densidad de plantación establecida es menor, esto se debe a la menor competencia entre ellos. Esta respuesta es diferente a la encontrada en el pino, en el que, debido a la morfología de su copa, la tangencia de copas es la que provoca un mayor crecimiento en altura a mayores densidades de plantación. Esto parece indicar que la competencia en el caso del abedul se produce más a nivel radical, y en el pino más a nivel de copa. Por otro lado, cuando el abedul se establece a elevadas densidades de plantación se observa un efecto diferente del tratamiento de fertilización aplicado según la mezcla de siembra en la parcela, de manera que durante el año 2000 en las parcelas sembradas con mezcla de dactilo (Dg) la aplicación de fertilización mineral (M) supuso un mayor crecimiento en altura del abedul, y este mismo efecto se obtiene en las parcelas sembradas con mezcla de raigrás pero cuando éstas se fertilizan con abono orgánico (L). La no aplicación de fertilización (NF) supone, en ambas mezclas de siembra, un menor desarrollo en altura del abedul, lo que reafirma que la competencia radical es fuerte en el caso del abedul en comparación con el pino. Por otro lado, en el último año de estudio se observa un efecto muy diferente al comentado anteriormente, ya que en el caso de las parcelas sembradas con dactilo (Dg) y fertilizadas con abono mineral (M) el desarrollo en altura es inferior al obtenido en los otros dos tratamientos aplicados, en cambio, en el caso de las parcelas sembradas con raigrás (Lp) no se observan Resultados y Discusión 112 diferencias, lo que puede justificarse por la mayor productividad y persistencia del dactilo en el primer caso. Altura Marco 2x2 ba b abb ab c aab abc bc 0 2 4 6 8 10 12 LMNF LMNF Tratamientos (m) 1995 2000 2005 Altura Marco 3x4 a a a b ab ab ab ab a bc cc b b b a ab a 0 1 2 3 4 5 6 7 8 LMNF LMNF Tratamientos (m) Dg Dg Lp Lp Abedul Figura 22. Crecimiento en altura de la especie Betula alba L., en los tres años de estudio, en cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. En general a marco 2x2 y a marco 3x4 el crecimiento en altura del abedul es inferior en las parcelas en las cuales se ha establecido mezcla de raigrás (Lp); una explicación a esta respuesta puede encontrarse en el hecho de que el desarrollo inicial de las pratenses de siembra, que es cuando más se pone de manifiesto la competencia pastoarbolado, fue mejor en las parcelas sembradas con dactilo, desarrollándose mejor las especies invasoras dicotiledóneas en las sembradas con raigrás y estas herbáceas Resultados y Discusión 113 invasoras suelen presentar mayores contenidos en cationes, como el calcio y el magnesio, que son muy necesarios para el desarrollo del abedul. El índice de sitio obtenido (a la edad de referencia de 20 años) para los diferentes tratamientos establecidos se situó entre 10 y 12 m para las parcelas establecidas a mayor densidad de plantación y entre 11 y 14 m a menores densidades (Figura 23). Dichos índices se encuentran entre los rangos obtenidos para Galicia por Diéguez-Aranda et al. (2006) (4-18 m) y los obtenidos por Karlsson et al. (1998) para Suecia (3,5 y 21 m). Marco 2x2 Marco 3x4 9 11 13 15 L M NF L M NF L M NF L M NF Tratamientos (m) Is 20 Dg Lp Dg Lp Figura 23. Indice de sitio para la especie Betula alba L. obtenido para los diferentes tratamientos aplicados a marco 2x2 y 3x4 m. En la Tabla 18 se muestra el resultado del análisis de varianza realizado a partir de las mediciones de diámetro llevadas a cabo en los pies de abedul durante los tres años de estudio y en los dos marcos de plantación. Diámetro Marco 2x2 Marco 3x4 (Betula alba L.) 1995 2000 2005 1995 2000 2005 Fertilización ns ns ** ns ns 10% Mezcla * ns 10% ns *** * Fertilización*mezcla * ns *** ns *** ns Tabla 18. Resultado del análisis de varianza realizado para la variable Diámetro, de la especie Betula alba L. donde ns: no existe un efecto claro de los distintos factores (ns: no significativo), *: p< 0.05, **: p< 0.01, ***: p < 0.001. Marco de plantación 2x2 y 3x4. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos. Como vemos, en el caso del marco 2x2 se obtiene un efecto significativo conjunto del tratamiento de fertilización y de la mezcla de siembra durante los años 1995 y 2005, mientras que a marco 3x4 este mismo efecto se obtiene durante el año Resultados y Discusión 114 2000 yen el último año los resultados reflejaron la existencia de un efecto significativo de la mezcla de siembra. El crecimiento en diámetro de la especie Betula alba L. se muestra en la Figura 24. El diámetro inicial de los diferentes pies se situó en los intervalos 0,6-0,8 cm, a marco 2x2, y 0,7-0,8 cm a marco 3x4. Cinco años después los intervalos pasan a ser 2,9-4,3 cm y 3,3-5,8 cm, a marco 2x2 y 3x4 respectivamente, para finalmente situarse entre 4,1 y 6,3 cm, cuando se establece a mayores densidades de plantación, y entre 4,8 y 8,2 cm para las menores densidades. Diámetro Marco 2x2 bb b b a b b a a a b a 0 5 10 15 20 L M NF L M NF Tratamientos (cm) 1995 2000 2005 Diámetro Marco 3x4 ab ab aab bc aaaab a b 0 5 10 15 20 L M NF L M NF Tratamientos (cm) Dg Dg Lp Lp Abedul Figura 24. Crecimiento en diámetro de la especie Betula alba L, en los tres años de estudio, en cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. Resultados y Discusión 115 Al igual que ocurría con la altura, el crecimiento diametral de los pies de abedul estudiados fue mayor en las parcelas con menor de densidad de plantación, ya que la competencia entre pies es menor, lo que parece mostrar un notable efecto de la competencia radical en esta especie. Los resultados obtenidos muestran la existencia de un efecto negativo sobre el desarrollo diametral del abedul cuando en la parcela no se aplica fertilización de ningún tipo, debido a la mayor competencia radical por los nutrientes del suelo y, también en la siembra con mezcla de raigrás, probablemente por la mayor proporción de dicotiledóneas invasoras en estas parcelas. Esta respuesta se ha obtenido con independencia del marco de plantación establecido. A modo de resumen diremos que el crecimiento mostrado por el pino insigne a lo largo de los años de estudio fue muy superior al del abedul. El pino se ha visto influido negativamente desde el principio por la aplicación de fertilización mineral y por el mejor establecimiento del pasto en las parcelas sembradas con dactilo. Mientras que en el abedul el efecto negativo de la fertilización mineral no se obtiene hasta el último año de estudio y su desarrollo se vio limitado en las parcelas sembradas con raigrás, debido a la proliferación de especies invasoras dicotiledóneas. El efecto de la fertilización y especie de siembra sobre el desarrollo de las especies forestales depende del tipo de especie y su densidad de plantación, así, en el caso del pino esto parece producirse a nivel aéreo pero en el caso del abedul la mayor competencia es a nivel radical. 7. BIOMASA AEREA ANUAL EN EL ESTRATO INFERIOR En la Tabla 19 se reflejan los resultados obtenidos al realizar los análisis de varianza referidos a la producción de biomasa aérea anual en el estrato inferior (producción de pasto + acículas caídas + material senescente) en los tres años de estudio que se presentan (1995, 2000 y 2005) y para cada uno de los tratamientos aplicados. Los resultados reflejan un efecto significativo de la interacción año*especie forestal sobre la biomasa total aérea en el caso de las parcelas establecidas a densidades elevadas, así como del tratamiento de fertilización aplicado. Mientras que en las parcelas establecidas a menor densidad de plantación (3x4) se obtuvo un efecto significativo de las interacciones mezcla de siembra, tratamiento de fertilización y especie forestal con el año de estudio y de la fertilización con la especie forestal. Resultados y Discusión 116 Biomasa aérea en el piso inferior Marco 2x2 Marco 3x4 Año *** *** Especie forestal * ns Fertilización * *** Fertilización*especie forestal ns * Año* fertilización ns ** Año* especie forestal * * Año*mezcla ns * Tabla 19. Resultado del análisis de varianza realizado para la biomasa en el piso inferior donde, ns: no significativo; *: p<0,05; **: p<0,01; ***: p<0,001. Sólo se presentan los resultados de los factores y sus interacciones que resultaron significativos. Los rangos de biomasa aérea (Figura 25) en los tres años de estudio en las parcelas desarrolladas bajo cubierta de pino a marco 2x2 son 3,4-5,7 t MS/ha para el año 1995, 2,7-4,9 t MS/ha para el año 2000 y 6,6-7,5 t MS/ha para el año 2005. Vemos como durante el segundo año de estudio se produce una disminución de la biomasa a densidades elevadas, mientras que en el tercer periodo los resultados muestran la tendencia contraria. La explicación puede ser que durante el año 2000 comienza a hacerse patente el efecto de la tangencia de copas sobre la parcela, disminuyendo la cantidad de luz que llega al suelo, mientras que en el último año la tangencia de copas es total, aumentando considerablemente la proporción de acículas en el suelo, como se verá más adelante. A partir del año 2000 se acrecienta el proceso de muerte y posterior escisión y desprendimiento de acículas originada, consecuencia de la reducción de la actividad fotosintética derivada de la limitación de la radiación incidente en las partes bajas del árbol. Este desprendimiento de acículas no se ha llegado a producir aún en ese momento en las parcelas de pino implantadas a mayor marco de plantación, en las cuales la biomasa anual fue muy similar en los tres años de estudio, situándose los intervalos en 3,4-5,4 t MS/ha, 3,2-6,9 t MS/ha y 3,3-6,5 t MS/ha para el primer, segundo y tercer años, respectivamente. Resultados y Discusión 123 MS/ha para el primer, segundo, tercer y cuarto cortes, respectivamente, en las parcelas con marco 2x2 y, entre 1,4 y 5,1 t MS/ha, 1,04 y 1,9 t MS/ha, 0,12 y 1,24 t MS/ha y 0,09 y 0,85 t MS/ha para los mismos cortes pero en las parcelas con marco 3x4. Durante este año se ve un efecto claro del corte sobre la producción de pasto, debido a la importante sequía registrada durante el verano y por las bajas temperaturas del otoño. La interacción mostrada entre el corte y la fertilización parece clara, ya que, en el primer corte del año, se observa una respuesta positiva de la producción de pasto a la fertilización, que desaparece en el segundo, tercer y cuarto cortes. Si comparamos lo que ocurre en los dos marcos de plantación vemos que con densidades elevadas se produce una disminución de la producción de pasto durante el tercer corte, probablemente por la competencia por el agua entre el pasto y el arbolado, cuyas raíces a éstas densidades necesitarán absorber más agua. En este corte no se observa influencia en la producción de pasto de la especie forestal. Si comparamos los resultados obtenidos durante este año en el tercer y cuarto cortes con los del año 1995, vemos que se ha producido una disminución importante de la producción de pasto, que se justifica, por un lado, por el efecto producido por el desarrollo de la cubierta arbolada sobre dicha variable y también por el hecho de que durante el año 2000 las temperaturas y la precipitación registradas en la zona durante el periodo estival fueron inferiores a las registradas en el año 1995. La contribución del material senescente a la biomasa aérea del sotobosque comienza a ser más importante que en el periodo anterior. Así, por un lado, en los cuatro cortes realizados se ha obtenido presencia de ese material independientemente del marco de plantación y de la especie arbórea, cuyo contenido se situó en los intervalos 3-16%, 3-36%, 14-73% y 2-18% para el primer, segundo, tercer y cuarto cortes, respectivamente, en el caso de las parcelas implantadas bajo cubierta de pino a marco 2x2, mientras que a marco 3x4 los intervalos, para los mismos cortes y la misma cubierta arbolada, fueron 4-14%, 3-12%, 5-28% y 4-33%. Los porcentajes de material senescente obtenidos bajo cubierta de abedul para los dos marcos de plantación fueron muy inferiores a los del pinar en los cortes de primavera, y similares entre ellos durante los tres primeros cortes del año (1-13%, 3-6% y 2-37%); la mayor diferencia se obtuvo en el corte de invierno: 17-21% para marco 2x2 y 3-39% para marco 3x4. La proporción de material senescente fue superior en los cortes correspondientes a los meses de julio y diciembre, tanto bajo cubierta de pino como de abedul, hecho que podemos relacionar con la sequía en el primer caso y con las heladas Resultados y Discusión 124 en el segundo. Una excepción a esta tendencia la encontramos en las parcelas de pino establecidas a mayor densidad, en las cuales la presencia de material senescente fue superior en el segundo y tercer cortes, probablemente debido a una mayor competencia por el agua en el pinar que en el abedular. Hay que tener en cuenta que esta competencia, como es lógico, reduce la producción de pasto, pues hace que una parte se muera e incremente la proporción de material senescente. En cuanto a la contribución de las acículas a la biomasa vemos como éstas sólo aparecen durante el último corte del año y, como era de esperar por la mayor competencia establecida entre los pies de pino implantados a mayor densidad de plantación, la presencia de acículas es superior en las parcelas más densas (21-84% para marco 2x2 y 1-37% para marco 3x4). En cuanto al efecto del tratamiento de fertilización aplicado sobre la producción de pasto, material senescente y acículas durante este año de estudio (año 200), podemos decir que, solamente en el primer corte existe un efecto claro de la fertilización sobre la producción de pasto, que, en general, resultó ser significativamente más reducida cuando no se aplicó fertilización a la parcela, excepto en las parcelas de pino a marco 3x4. En los siguientes cortes realizados no se encontró efecto del tratamiento de fertilización, si bien la producción de pasto en las parcelas establecidas bajo cubierta de abedul y fertilizadas con lodo resultó ser significativamente más elevada que la obtenida, para el mismo tratamiento y el de no fertilización pero bajo cubierta de pino, independientemente de la mezcla de siembra establecida (Dg o Lp). Esto podría explicarse por la mayor presencia de luz bajo el abedul, que permitiría que se manifieste mejor el efecto de la fertilización. Por otro lado, en el tercer y cuarto cortes no se observó ningún efecto residual del tratamiento de fertilización sobre la producción de pasto, lo que puede explicarse por la reducida producción obtenida, debido al efecto de las elevadas temperaturas alcanzadas durante la época de verano y las excesivas precipitaciones del invierno que limitarían la producción de pasto. Resultados y Discusión 125 abc b bcd b de b ab bab a cde b a b abc b e b ab babc b e b 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Mayo 2x2 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg bcd ab bcd bd ab cd aabc b bcd ba b abc b abcd ba ba bab b 0 2 4 6 tMS/ha L M NF L M NF L M NF L M NF Junio 2x2 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg abcd ab abc a cd b abc b ab b abcd babcd b a b bcd ab a b ab b d b 0 2 4 6 tMS/ha L M NF L M NF L M NF L M NF julio 3x4 Mayo Abedul Dg Lp Lp Dg abc b c ab c babc aabc b bc babc babc ab ab ba ab a b bc b 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Junio 3x4 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg 2000 Seco Pasto Aciculas b a ab bcd b bcd ab bc ab cd b bab cd ab cd b cd ab cd a d b cd 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Julio 2x2 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg abc abc cabc abcabc abc ab bc bc a bc 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Julio 3x4 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg ab a ab b ab bab a ab b a ab ab ab ab a ab a a ab a ab b ab ab ab ab ab b ab 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Dic 2x2 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg ab b abc b c babc ab abc ab bc aabc abc bc abc a c 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Dic 3x4 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg Figura 30. Variación de la biomasa de pasto, material senescente y acículas obtenida durante el año 2000, expresada en t MS/ha, para cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. En las gráficas de la Figura 31 se muestra la biomasa de pasto, material senescente y acículas durante el año 2005. Es importante puntualizar que durante este año, en el caso de las parcelas en las que se plantó Pinus radiata D. Don a marco 2x2, no se han realizado los cortes correspondientes a los meses de mayo y junio, ya que las parcelas se encontraban totalmente cubiertas por acículas. A la vista de los resultados obtenidos vemos como la contribución del pasto a la biomasa total sigue siendo importante en las parcelas implantadas bajo cubierta de Resultados y Discusión 126 abedul, mostrando rangos similares en los dos marcos de plantación (0,3-2,3 t MS/ha y año a marco 2x2 y 0,1-3,5 t MS/ha y año a marco 3x4), mientras que en el caso de las parcelas implantadas bajo pino el efecto del arbolado se hace más evidente, ya que en las parcelas a marco 2x2 la producción de pasto es de 0,01 y 0,2 t MS/ha y año y en las de marco 3x4 entre 0,1 y 1,8 t MS/ha y año. Lo más destacable durante este año es la enorme contribución de las acículas a la producción de biomasa en las parcelas establecidas bajo pino. Esta situación se muestra en las dos densidades de plantación pero, como era de esperar, el efecto de la sombra y la tangencia de copas alcanzadas en las parcelas con mayor densidad de plantación hacen que la contribución de este material a la biomasa sea más elevada, entre un 80 y un 96% de la biomasa total a marco 2x2 y entre el 54 y el 94% a marco 3x4, en este último caso los mayores porcentajes de acículas se han obtenido en el tercer y cuarto cortes del año. Recordemos que la mayor densidad del arbolado reduce la radiación que alcanza las partes inferiores del árbol, desprendiéndose por lo tanto más acículas. Pinus radiata D. Don es una especie poco compatible con la producción de pasto cuando se establece a elevadas densidades de plantación. Por el contrario, el abedul parece permitir en mayor medida el desarrollo del pasto, independientemente de la densidad de plantación. Por otra parte, y como ya hemos visto, el pino provoca una pérdida de fertilidad en el suelo, debido a la modificación del pH y a las limitaciones físicas que supone el continuo aporte de pinocha, que se acumula sobre el suelo formando un “mulching” de más de 20 cm de espesor, con baja capacidad de retención de agua, que dificulta la persistencia de las especies herbáceas ya establecidas y de las que germinan sobre este acolchado. Esto hace que a la larga sólo se desarrollen especies con un sistema radical capaz de profundizar en el suelo, como el helecho común y las plantas arbustivas, contribuyendo al aumento del riesgo de incendios (Rigueiro et al., 2004). Diversos estudios muestran que la densidad de plantación en repoblaciones de pino afecta a la producción de pasto en las mismas (Burner y Brauer, 2003); así, Rozados-Lorenzo et al. (2007) en estudios realizados en Galicia, en plantaciones de Pinus pinaster Ait. de 4 años de edad citan que se produce una disminución de la producción de pasto a partir de densidades de plantación de 952 pies/ha, y que en el caso de Pinus radiata D. Don densidades de plantación de 427 pies/ha ya producen Resultados y Discusión 127 reducciones importantes en la producción de pasto, debido al rápido desarrollo en diámetro de las copas con gran interceptación de la radiación solar. ab ab abc b c a a ab a ab bc ab 0 2 4 6 tMS/ha L M NF L M NF L M NF L M NF Mayo 2x2 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg c bbc ab bc ab a ab ab babc a 0 2 4 6 tMS/ha L M NF L M NF L M NF L M NF Junio 2x2 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg bcd bcd dd bc cd bcd ab cd a ab cd 0 2 4 6 tMS/ha L M NF L M NF L M NF L M NF Mayo 3x4 Mayo Abedul Dg Lp Lp Dg cde bcde bde b e aabc bcde bcde babcd bbcde bab bab ba b 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Junio 3x4 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg 2005 Seco Pasto Aciculas ab ab bab b b ab ab ab ab ab a 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Julio 2x2 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Julio 3x4 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg bc c cc c c ab bc abc bc c 0 2 4 6 tMS/ha LMNF LMNF LMNF LMNF Dic 3x4 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg b ab bb a a b a b b ab bb a b b ab b ab bb ab a b b bab b b b 0 2 4 6 tMS/ha L M NF L M NF L M NF L M NF Dic 2x2 Pino Abedul Dg Lp Lp Dg Figura 31. Variación de la biomasa de pasto, material senescente y acículas durante el año 2005, expresada en t MS/ha, para cada tratamiento sembrado con dactilo (Dg) y raigrás inglés (Lp), fertilizados con lodo (L), mineral (M) y no fertilizados (NF) y repoblados con Pinus radiata D. Don (Pino) y Betula alba L. (Abedul), a marco de plantación 2x2 y 3x4 m. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. En nuestro caso, y al igual que han descrito otros autores (Sibbald, 1999), la cubierta arbolada establecida en la parcela ha modificado las condiciones microclimáticas de la misma, provocando una alteración en la producción de pasto, que Resultados y Discusión 128 también se ha visto influida por la diferente densidad de plantación y por el diferente temperamento del pino y del abedul, lo que finalmente a contribuido a aumentar las diferencias entre las condiciones climáticas bajo ambas cubiertas y ha influido en la diferente producción de pasto (Silva-Pando et al., 2002). Al mismo tiempo, la diferente cantidad y velocidad de incorporación de las acículas en la parte superior del suelo frente a las hojas de abedul ha contribuido a la formación de un mantillo relativamente espeso en el caso de las parcelas de pino establecidas a mayor densidad de plantación, que ha contribuido al desplazamiento de las especies pratenses. A modo de resumen podemos señalar que, a medida que la cubierta arbórea se ha ido desarrollando su efecto sobre la producción de pasto ha aumentado, de manera que, en el primer año de estudio, la producción de pasto fue independiente de la cubierta arbolada, debido al escaso desarrollo de la misma. En cambio, cinco años después del establecimiento de la experiencia, el efecto comienza a ser evidente, sobre todo, en las parcelas desarrolladas bajo la conífera y establecidas a elevada densidad de plantación, en las cuales se produce una disminución importante de la producción de pasto. A los diez años, el efecto de la cubierta arbolada y del marco de plantación sobre la producción de pasto es evidente, sobre todo en las parcelas de pino, ya que aproximadamente el 80-96% de la biomasa aérea del sotobosque corresponde a acículas caídas. Por otra parte, la aplicación de fertilización, tanto orgánica como inorgánica, se traduce desde el principio en una mayor producción de pasto, si bien con el tiempo esta respuesta se ve limitada por la falta de luz. De acuerdo con los datos de nuestra experiencia, para el desarrollo de un sistema silvopastoral que permita optimizar la producción de pasto es más adecuado, el empleo del abedul, pudiendo utilizarse el pino insigne con un marco de plantación amplio. Resultados y Discusión 129 7.2 Biodiversidad de especies vegetales vasculares 7.2.1 Inventario de especies A lo largo de los diez años de estudio y tal y como se puede observar en la Tabla 21 se han inventariado un total de 70 especies, pertenecientes a 20 familias diferentes. La familia más representada fue Compositae (Asteraceae) con 14 especies (20%), seguida de Gramineae (Poaceae) con 12 especies (17%), Leguminosae (Fabaceae) con 10 especies (14%) y Polygonaceae y Caryophyllaceae representadas por 5 y 6 especies, respectivamente. El resto de las familias (Boraginaceae, Brassicaceae (Cruciferae), Chenopodiaceae, Geraniaceae, Juncaceae, Labiatae (Lamiaceae), Linaceae, Onagraceae, Plantaginaceae, Portulacaceae, Ranunculaceae, Rosaceae, Solanaceae, Scrophulariaceae, Umbelliferae (Apiaceae)) aparecen representadas por 1, 2 ó 3 especies, tal y como puede verse en la Tabla 21. Es importante señalar que el número de especies fue muy similar para los dos marcos de plantación y para las dos especies forestales hasta el año 2005, en el que se produce una drástica reducción de la biodiversidad en las parcelas desarrolladas a elevadas densidades bajo pino. Por otro lado en comparación con el número de especies citadas por los autores Vieitez y Vieitez (1976) en un estudio llevado a cabo en la provincia de Pontevedra en un total de 54 prados dedicados en su mayoría a la producción de forraje en verde y pastoreo, en los cuales se aplicaba fertilización con estiércol y cenizas de madera de pino y roble aplicadas durante el invierno, se cita un intervalo de especie que va desde 10 a 25 especies/prado, inferior al mostrado en nuestros tratamientos lo cual puede explicarse por el diferente sistema de manejo empleado como el mayor número de siegas realizadas al año. Si nos centramos en los resultados obtenidos en el estudio que presentamos vemos que la presencia de especies perennes como Agrostis capillaris L., Dactylis glomerata L., Holcus lanatus L., y la bianual Daucus carota L. es independiente del tipo de cubierta arbolada y de su desarrollo, ya que esas especies han sido citadas a lo largo de los tres años del estudio. Por el contrario, las anuales Cerastium glomeratum Thuill y Trifolium campestre Schreber, así como las perennes Plantago lanceolata L., Lolium perenne L., Rumex acetosella L. y Trifolium repens L., sí se han visto influidas por el desarrollo de la cubierta arbórea, ya que desaparecen en el último año de estudio en las parcelas de pino establecidas a mayor densidad de plantación, en las que la cantidad de luz que llega al suelo es muy limitada debido al cierre de copas. Resultados y Discusión 130 El número total de especies presente en cada año de estudio y para cada especie arbórea y marco de plantación es la suma de especies citadas en las parcelas con independencia del tipo de tratamiento aplicado. Las especies Silene gallica L., Spergula arvensis L., Anthemis arvensis L., Crepis capillaris (L.) Wallr, Lupinus luteus L., Ornithopus compresus L., Polygonum hydropiper L. y Solanum nigrum L. sólo aparecen citadas en el año de establecimiento de las parcelas hecho que se repite independientemente de la cubierta arbolada y del marco de plantación. La presencia de estas especies se ha visto favorecida en un primer momento por las alteraciones provocadas en el sistema (labores de preparación del terreno realizadas en el primer año), pero, al tratarse de especies con un ciclo de vida anual, las perturbaciones derivadas del desarrollo del sistema (crecimiento del arbolado, fertilización, siega…) no permiten que se mantengan las condiciones que necesitan para volver a germinar en años posteriores. La familia de las leguminosas, de gran importancia pascícola, por su generalmente elevado contenido en proteína, presenta especies que sólo se desarrollan en el primer año de estudio, como son Lupinus luteus L., Lupinus angustifolius L., Ornithopus compresus L., Vicia sativa L. y Lathyrus angulatus L., todas ellas anuales. Lotus corniculatus L., que tolera suelos ácidos, es la única especie de esta familia que aparece más tarde, es perenne y está asociada en general a condiciones de luz (reducida densidad y con abedul). Por otro lado, especies perennes como Senecio jacobaea L. (bienal-perenne), Rumex acetosa L. y Taraxacum officinale Weber han reflejado un comportamiento diferente al comentado anteriormente, ya que su presencia parece asociarse a la evolución intrínseca de la pradera, al ser citadas únicamente en los dos últimos años de estudio (2000 y 2005). Clase Familia Especie Cod. Ciclo 1995 2000 2005 1995 2000 2005 1995 2000 2005 1995 2000 2005 Echium plantagineum L. Ec B x Lithodora prostata Loisel Li P xx Capsella bursa pastoris L. Cap A xxxx Lepidium heterophyllum Bentham Lep P xx Raphanus raphanistrum L. Rp A xxxxxxx Cerastium glomeratum Thuill Cer A xx xx x xxxxxx Illecebrum verticillatum L. Il A x Scleranthus annuus L. Sc A xx Silene gallica L. Si A xx xx Spergula arvensis L. Sp A xx xx Stellaria media L. (Vill) St A xxx D Chenopodiaceae Chenopodium album L. Ch A xx xxx x x Anthemis arvensis L. Aa A xx xx Achillea millefolium L. Ach P xx xx Cirsium arvense L. Card A xx xxx Chamaemelum mixtum L. Cham A x Coleostephus myconis (L.) Rchb.f Col A xx Conyza canadensis L. Cony A xx Crepis capillaris (L.) Wallr Cr A xx xx Hieracium pilosella L. HP xxx Leontodon saxatilis Lam Le P x Chamomilla recutita L. Mat A x x x xxxxx Sonchus asper L. (Hill) Sas A xx xxxx Senecio jacobaea L. Se P xx xx xxx xx Sonchus oleraceus L. So A x xx x xxxx Taraxacum officinale Weber Ta P xxxxxxx Agrostis capillaris L. Aca P xxxxx x xxxxxx Arrhenatherum elatius (L.) P.Beauv. ex J.Presl & Ar r Px Bromus diandrus Roth Brd A xx x Dactylis glomerata L. Dg P xxxxx x xxxxxx Elymus repens L. El P x Holcus lanatus L. Hl P xxxxx x xxxxxx Holcus mollis L. Hm P xxxxxxx Lolium multiflorum Lam Lm A xx x Lolium perenne L. Lp P xx xx x xxxxxx Poa pratensis L. Poa P xx Poa trivialis L. Pt P xx Vulpia myuros L. CC. Gmel. VA Erodium moschatum (L.) L´Hér. Er A xxxxxx Geranium dissectum L. Gd A x x xxxxxx Geranium rotundifolium L. Gr A xx xx x x MJuncaceae Juncus effusus L.JP x Lamium maculatum L. La A x Mentha suaveolens Ehrh Me P xxxx Prunella vulgaris L. Pr P xx xx Lathyrus angulatus L. Lat A x Lotus corniculatus L. Lt P xxxxx Lupinus angustifolius L. Lpa A x Lupinus luteus L. Lpl A xx xx Medicago sativa L. Ms P xxx Ornithopus compressus L. Or A xx xx Trifolium campestre Schreber Tc A xx xx x xxxxx Trifolium pratense L. Tp P x xx xxxxxx Trifolium repens L. Tr P xx xx x xxxxxx Vicia sativa L. Vi A xxxx D Linaceae Linum bienne Miller Ln A xx x D Onagraceae Epilobium tetragonum L. Ep P xx D Plantaginaceae Plantago lanceolata L. Pl P xx xx x xxxxxx Polygonum aviculare L. Pya A x Polygonum hydropiper L. Pyh A xx xx Rumex acetosa L. Ra P xx xxxx Rumex acetosella L. Rll P xx xx x xxxxxx Rumex obtusifolius L. Ro P xx xx xxxxxx D Portulacaceae Montia fontana L Mon P xx D Ranunculaceae Ranunculus repens L. Rn P xxx D Rosaceae Rubus sp. Ru P xx D Solanaceae Solanum nigrum L. Sn A xx xx Rhinanthus minor L. Ri A x Veronica agrestis L. Va A x DUmbelliferae (Apiaceae) Daucus carota L. Dau B xxxxx x xxxxxx Musgo Mu xx xx xx xx 34 27 9 34 27 29 31 26 31 35 26 32Número Total especies D D Marco 2x2 Marco 3x4 Pino Abedul Pino Abedul Boraginaceae Caryophyllaceae Compositae (Asteraceae) Brassicaceae (Cruciferae) Gramineae (Poaceae) Scrophulariaceae Geraniaceae Labiatae Leguminosae (Fabaceae) Polygonaceae D D D D M D D D Tabla 21. Relación anual de especies presentes durante los años 1995, 2000 y 2005 en las dos densidades de plantación y bajo las dos cubiertas arboladas. Clase: D: dicotiledónea, M: monocotiledónea, Ciclo: A: anual, P: perenne, B: bienal Resultados y Discusión 131 Resultados y Discusión 133 En la Tabla 22 se muestra la distribución a nivel europeo (EUNIS, 2006) y español (ANTHOS, 2006) de las especies recogidas en este estudio. En general, la mayor parte de las especies halladas son de amplia distribución, encontrándose en toda Europa, lo que se explica por el manejo dado al suelo en los últimos años, creándose un ecosistema artificial de amplio uso en Europa. De hecho, muchas especies ligadas a condiciones naturales de fuerte acidez en nuestra zona no aparecen como por ejemplo Agrostis curtisii Kerguelen, Erica spp, Pseudarrhenatherum longifolium (Thore) Rouy, Avenula marginata (Lowe) J. Holub, etc (López-Díaz et al., 2007). Sin embargo, de las especies evaluadas algunas son de ámbito fundamentalmente mediterráneo, como las compuestas Chamaemelum mixtum L., Coleostephus myconis (L.) Rchb.f, la gramínea Bromus diandrus Roth, la geraniácea Erodium moschatum (L.) L´Hér. y las leguminosas Lupinus luteus L., Lupinus angustifolius L., Ornithopus compresus L., Lathyrus angulatus L., todas ellas anuales y ligadas al año de establecimiento del ensayo, con excepción de Chamaemelum mixtum L. y Lathyrus angulatus L.. Muchas especies anuales están adaptadas a la sequía estival mediterránea pues adoptan como estrategia ecológica para superar la aridez su desaparición durante la misma, para germinar otra vez en la primavera siguiente. Otras especies son de ámbito fundamentalmente atlántico, como Lepidium heterophyllum Bentham, Silene gallica L. y Stellaria media L. (Vill). La presencia de especies del ámbito mediterráneo en la zona atlántica de Galicia se explica por ser zona de transición atlántica-mediterránea y por tanto de elevada biodiversidad. Es importante destacar que existen especies de amplia distribución en Galicia y en España pero que se incluyen en las listas rojas de determinados países, como Trifolium campestre Schreber en Latvia, Montia fontana L. en Latvia, Ranunculus repens L. en Lituania y Chequia (EUNIS, 2006). Silene gallica L., que sólo aparece en la zona atlántica, ha sufrido un enorme declive en UK, que asocian al importante aumento de parcelas en detrimento de uso del territorio agrícola (BSBI, 2007). Es importante señalar que si observamos las especies incluidas en el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas (BOE 82/1990) y posteriores ampliaciones (Orden de 29 de agosto de 1996Orden de 9 de julio de 1998Orden de 9 de junio de 1999Orden de 10 de marzo de 2000Orden MAM/2734/2002Orden MAM/2784/2004Orden - MAM/1498/2006) que incluyen en total 139 taxones: 112 en peligro de extinción, 7 sensibles a la alteración de su hábitat, 9 vulnerables y 11 clasificados como de interés especial, las incluidas en el Catálogo Gallego de Especies Amenazadas (DOG