Efecto residual del encalado y de la fertilización con lodos de depuradora urbana sobre los diferentes componentes de un sistema silvopastoral establecido con Pinus radiata D. Don en Galicia

Efecto residual del encalado y de la fertilización con lodos de depuradora urbana sobre los diferentes componentes de un sistema silvopastoral establecido con Pinus radiata D. Don en Galicia. Autora: Rocio Cuiña Cotarelo Tesis Doctoral Directores: Mª Rosa Mosquera Losada Antonio Rigueiro Rodríguez UNIVERSIDAD DE SANTIAGO DE COMPOSTELA ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR DEPARTAMENTO DE PRODUCCIÓN VEGETAL Efecto residual del encalado y de la fertilización con lodos de depuradora urbana sobre los diferentes componentes de un sistema silvopastoral establecido con Pinus radiata D. Don en Galicia Tesis Doctoral Autora: Rocío Cuiña Cotarelo Dra. Dña. Mª Rosa Mosquera Losada y Dr. D. Antonio Rigueiro Rodríguez como directores de la Tesis Doctoral: Efecto residual del encalado y de la fertilización con lodos de depuradora urbana sobre los diferentes componentes de un sistema silvopastoral establecido con Pinus radiata D. Don en Galicia. Realizada en el Departamento de Producción Vegetal de la Universidad de Santiago de Compostela, por la Ingeniero de Montes Dña. Rocío Cuiña Cotarelo. Autorizamos: La presentación de la citada Tesis Doctoral, dado que consideramos que reúne las condiciones necesarias para su defensa. Julio de 2011 Fdo. Mª Rosa Mosquera Losada Fdo. Antonio Rigueiro Rodríguez AGRADECIMIENTOS Es el final de una etapa de mi vida la cual estuvo ligada tanto a momentos duros como de satisfacción, por lo que me gustaría: En primer lugar, agradecer a mis directores Rosa Mosquera Losada y Antonio Rigueiro Rodríguez la dedicación y paciencia que me han demostrado durante todo este tiempo y sin los cuales no hubiese sido posible realizar esta tesis. Agradecerle a Divina, Teresa, Pablo, Mónica y Javier su ayuda y disponibilidad para poder alcanzar esta meta que muchas veces parecía inalcanzable. A mi gran amiga Nuria, con la que tanto he reído y llorado durante todos estos años de trabajo. A Esther, por su ayuda y paciencia a la hora de introducirme en el complejo mundo del carbono, y por sus “broncas” las cuales me han ayudado a madurar. A mis grandes amigos Tony, Óscar y Carlota, y a mi pandi “Os Cachivaches” por estar siempre disponibles para escucharme y hacerme reír. A mis dos amores, mis sobrinos Alejandro e Iván, gracias por quererme tanto. Mi último agradecimiento, y más importante, está dedicado a mi madre y a mi hermana, porque sin ellas no lo hubiese conseguido. ÍNDICE Índice general I ÍNDICE GENERAL RESUMEN ABSTRACT Página 1. JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS ....................................................... 1 2. INTRODUCCIÓN ................................................................................... 5 2.1 - SISTEMAS AGROFORESTALES ................................................................ 5 2.1.1 AGROSELVICULTURA ......................................................................................................... 5 2.1.2 TIPOS DE SISTEMAS AGROFORESTALES ...................................................................... 6 2.2SISTEMAS SILVOPASTORALES ................................................................ 8 2.2.1 DEFINICIÓN Y PRODUCTIVIDAD ............................................................................... 8 2.2.2 TIPOS DE SISTEMAS SILVOPASTORALES ............................................................ 10 2.2.3 COMPONENTES DE LOS SISTEMAS SILVOPASTORALES ................................ 11 2.2.3.1 Componente arbóreo ......................................................................... 11 2.2.3.2 Componente herbáceo y arbustivo ................................................... 12 2.2.3.3 Componente animal .......................................................................... 14 2.2.4 PRINCIPALES INTERACCIONES ENTRE LOS COMPONENTES DE LOS SISTEMAS SILVOPASTORALES ......................................................................................... 16 2.2.4.1 Interacción árbol-pasto ..................................................................... 16 2.2.4.2 Interacción árbol-ganado .................................................................. 19 2.2.5 LOS SISTEMAS SILVOPASTORALES Y EL CLIMA .............................................. 20 2.2.6 SISTEMAS SILVOPASTORALES EN GALICIA ....................................................... 21 2.2.6.1 Características y selvicultura del Pinus radiata D. Don................... 24 2.2.6.2 Características de los suelos gallegos. Acidez y Encalado ............... 26 2.3FERTILIZACIÓN .......................................................................................... 29 2.3.1 FERTILIZACIÓN EN SISTEMAS SILVOPASTORALES .................................. 29 2.3.1.1 Fertilización orgánica: Lodos de depuradora urbana ........................ 30 2.3.1.1.1 Efectos de la adición de lodo sobre las propiedades químicas del suelo ................................................................................. 34 Índice general II 2.3.1.1.2 Efectos de la adición de lodo sobre el crecimiento del árbol ...................................................................................................... 39 2.3.1.1.3 Efectos de la adición del lodo sobre el crecimiento del pasto ...................................................................................................... 39 2.3.1.1.4 Efectos de la adición del lodo sobre la composición botánica del pasto .................................................................................. 40 2.4FIJACIÓN DEL CARBONO ......................................................................... 40 2.4.1 MERCADO DE CARBONO ............................................................................. 44 2.4.2 EL CICLO DEL CARBONO ............................................................................ 46 2.4.3 SISTEMAS SILVOPASTORALES: COMPONENTES Y RELACIÓN CON EL CARBONO…………………………………………………………………… ................ 49 3. MATERIAL Y MÉTODOS ................................................................. 57 3.1DESCRIPCIÓN DEL ÁREA DE ENSAYO ................................................. 57 3.1.1 LOCALIZACIÓN ........................................................................................... 57 3.1.2 GEOLOGÍA ................................................................................................... 57 3.1.3 ESTUDIO CLIMÁTICO .................................................................................. 58 3.1.3.1 Índices climáticos ............................................................................. 59 3.1.3.2 Diagrama ombrotérmico de Gaussen ................................................ 60 3.1.3.3 Balance hídrico ................................................................................. 60 3.1.3.4 Diagramas bioclimáticos .................................................................. 62 3.1.3.5 Clasificación climática de Thornthwaite .......................................... 64 3.1.3.6 Clasificación climática de Allué ....................................................... 65 3.1.3.7 Clasificación climática de Papadakis. Periodo de heladas ............... 65 3.1.3.8 Diagramas ombrotérmicos de los años del estudio de la tesis .......... 66 3.1.4 EDAFOLOGÍA ............................................................................................... 71 3.2DISEÑO EXPERIMENTAL .......................................................................... 72 3.3MUESTREOS Y MEDICIONES EN EL CAMPO ..................................... 77 3.3.1 RECOGIDA DE LAS MUESTRAS DE SUELO .................................................. 77 3.3.2 MEDICIÓN DEL ARBOLADO ........................................................................ 77 3.3.3 RECOGIDA DE LAS MUESTRAS DE PASTO .................................................. 77 Índice general III 3.4DETERMINACIONES EN LABORATORIO ............................................ 79 3.4.1 DETERMINACIONES EN SUELO ................................................................... 79 3.4.1.1 pH ..................................................................................................... 79 3.4.1.2 Carbono total y Materia orgánica ..................................................... 79 3.4.1.3 Cationes disponibles por el método del Cloruro bárico.................... 79 3.4.1.4 Cationes extraídos por el método Mehlich ....................................... 79 3.4.1.5 Metales pesados totales..................................................................... 80 3.4.2 DETERMINACIONES EN PASTO ................................................................... 80 3.4.2.1 Metales pesados en pasto .................................................................. 80 3.4.3 PARÁMETROS EVALUADOS A PARTIR DE LAS MEDICIONES EN CAMPO Y DE LAS MUESTRAS ANALIZADAS EN EL LABORATORIO .................. 81 3.4.3.1 Suelo ................................................................................................. 81 3.4.3.2 Arbolado ........................................................................................... 81 3.4.3.3 Pasto .................................................................................................. 82 3.5BALANCE DE CARBONO ........................................................................... 83 3.5.1 DETERMINACIÓN DE CARBONO EN EL ESTRATO ARBÓREO .................... 85 3.5.1.1 Biomasa aérea y radical del estrato arbóreo ..................................... 85 3.5.1.2 Pinocha ............................................................................................. 86 3.5.2 DETERMINACIÓN DEL CARBONO EN ESTRATO BIOMASA DEL SOTOBOSQUE ...................................................................................................... 87 3.5.2.1 Contenido de carbono en la parte aérea de la biomasa del sotobosque ........................................................................................ 87 3.5.2.2 Contenido de carbono en la parte radical de la biomasa del sotobosque ........................................................................................ 89 3.5.3 DETERMINACIÓN DE CARBONO EN EL COMPONENTE SUELO DEL SISTEMA .............................................................................................................. 90 3.5.3.1 Contenido de carbono acumulado en el suelo .................................. 90 3.5.3.2 Pérdidas de carbono en el componente suelo ................................... 90 3.5.3.2.1 Estimación de las emisiones directas de N2O (excluyendo los efectos del pastoreo) ................................... 90 3.5.3.2.2 Estimación de las emisiones directas de N2O procedentes del pastoreo de los animales ............................. 91 3.5.3.2.3 Estimación de las emisiones indirectas de N2O ..................... 92 Índice general IV 3.5.3.2.4 Estimación de las emisiones de N2O totales procedentes del componente suelo ............................................................ 94 3.5.4. GANADO ...................................................................................................... 94 3.5.4.1. Estimación de las emisiones de carbono por parte del ganado ........ 94 3.5.4.1.1. Cálculos de las emisiones de metano (CH4) .......................... 95 3.5.4.1.2. Cálculos de las emisiones de N2O ......................................... 96 3.6. -ANÁLISIS ESTADÍSTICO .......................................................................... 97 4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN .......................................................... 99 4.1.-RESULTADOS EN SUELO .......................................................................... 99 4.1.1. pH ................................................................................................................. 99 4.1.2. MATERIA ORGÁNICA EN EL SUELO ......................................................... 105 4.1.3. CAPACIDAD DE INTERCAMBIO CATIÓNICO EFECTIVA (CIC EFECTIVA) EN EL SUELO ......................................................................... 110 4.1.3.1. Porcentaje de saturación de los elementos de cambio ................... 112 4.1.4. METALES PESADOS EN EL SUELO ............................................................ 119 4.1.4.1. Cobre total y extraído por el método Mehlich en el suelo ............. 119 4.1.4.2. Zinc total y extraído por el método Mehlich en el suelo ............... 123 4.1.4.3. Metales totales y extraídos por el método Mehlich en el suelo ..... 126 4.2. ARBOLADO .................................................................................................. 131 4.3. RESULTADOS EN PASTO ......................................................................... 146 4.3.1 PRODUCCIÓN DE FITOMASA AÉREA TOTAL DEL SOTOBOSQUE Y PRODUCCIÓN POTENCIAL DE PASTO .............................................................. 146 4.3.2 PRODUCCIÓN REAL DE PASTO ................................................................. 158 4.3.3 MUSGO, MATERIAL SENESCENTE Y COMPOSICIÓN BOTÁNICA ............. 163 4.3.3.1 Musgo y Material senescente ......................................................... 164 4.3.3.2 Composición botánica .................................................................... 168 4.3.3.2.1 Especies sembradas ........................................................... 168 4.3.3.2.2 Especies espontáneas ......................................................... 172 4.3.4 CONTENIDO DE COBRE EN EL PASTO ...................................................... 180 4.3.5 CONTENIDO DE ZINC EN EL PASTO .......................................................... 184 Índice de figuras V Figura 31 Relación lineal entre la producción de acículas y la producción potencial de pasto (Mg MS ha-1) y entre la producción de acículas (Mg MS ha-1) y la altura del arbolado (m) en los diferentes tratamientos evaluados después de la realización de la poda (año 2008). Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50kgha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril…….................................... 151 Figura 32 Producción de fitomasa aérea total del sotobosque y producción potencial de pasto (Mg MS ha-1) durante los años 2001, 2004, 2005, 2006, 2007 y 2008 en cada uno de los tratamientos aplicados. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos………………………………………………………….. 152 Figura 33 Porcentaje de los diferentes componentes que constituyen la fitomasa aérea total del sotobosque durante los años 2004 y 2008 en cada uno de los tratamientos aplicados. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………............................................ 153 Figura 34 Porcentaje de los diferentes componentes de la producción potencial de pasto del año 2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos………………………….. 154 Figura 35 Producción real de pasto y su acumulada (Mg MS ha-1) durante los nueve años que duró esta experiencia en cada uno de los tratamientos aplicados. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril, y *: indica diferencias significativas entre tratamientos……………………………………….............................................................. 159 Figura 36 Relación entre la cobertura arbolada (%) y la producción potencial y real de pasto (Mg MS ha-1) durante el periodo 2003-2007………………………........................................... 162 Índice de figuras VI Figura 37 Proporción de musgo y material senescente en cada uno de los cortes realizados, durante los dos años representados (2004 y 2008), para cada uno de los tratamientos aplicados; donde: NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………………….............................................. 165 Figura 38 Proporción de especies sembradas en cada uno de los cortes realizados durante los años 2000, 2004 y 2008 para cada uno de los tratamientos aplicados; donde Lp: Lolium perenne L., Tr: Trifolium repens L.; Dg: Dactylis glomerata L.; NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. Las diferentes letras en columnas indican diferencias significativas de las especies sembradas entre tratamientos……………………………………………………………... 169 Figura 39 Proporción de especies espontáneas (herbáceas) en cada uno de los cortes realizados durante los años 2000, 2004 y 2008 para cada uno de los tratamientos aplicados; donde: Taraxacum: Taraxacum officinale Weber.; Pseu: Pseudarrenatherum longifolium (Thore) Rouy.; Agrostis spp: Agrostis curtissii L. + Agrostis capillaris L.+ Agrostis stolonifera L.; Holcus spp: Holcus mollis L. + Holcus lanatus L.; NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos………………… 173 Figura 40 Proporción de especies arbustivas en cada uno de los cortes realizados durante los años 2000, 2004 y 2008 para cada uno de los tratamientos aplicados; donde: Erica spp: Erica cinerea L.+ Erica umbellata L .; NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias entre tratamientos…………………………………………………………….. 179 Figura 41 Contenido de carbono almacenado (Mg C ha-1) en la biomasa radical del sotobosque, en las diferentes profundidades de muestreo (25, 50, 75 y 100 cm) durante el año 2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B1: dosis bajas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (50 kg N total ha-1); A1: dosis altas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (100 kg N total ha-1); NF: tratamiento control……………………… 199 Índice de figuras VII Figura 42 Contenido total de carbono (Mg C ha-1) en la biomasa aérea y radical del sotobosque obtenida en los diferentes tratamientos estudiados durante el año 2008, donde: dosis bajas: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); dosis altas: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado……………………………………………………….. 203 Figura 43 Porcentaje de carbono edáfico a diferentes profundidades (25, 50, 75 y 100 cm) durante el año 2010. Donde: B1: dosis bajas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (50 kg ha-1 de N total); A1: dosis altas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (100 kg ha-1 de N total); NF: tratamiento de control o No Fertilización; DB: media de las dosis bajas de lodo de depuradora urbana aplicadas; DA: media de las dosis altas de lodo de depuradora urbana aplicadas. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos.…………………………………………………………. 206 Figura 44 Porcentaje de contribución de los diferentes componentes del sistema silvopastoral al balance final de carbono en cada tratamiento evaluado durante el periodo 2000-2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: tratamiento control; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero…………………………………… 229 ÍNDICE DE TABLAS Índice de tablas I ÍNDICE DE TABLAS 2. INTRODUCCIÓN Tabla 1 Clasificación de los sistemas agroforestales (Nair 1985; Silva-Pando y RozadosLorenzo 2002)……………………………………………………………………………. 6 Tabla 2 Principales prácticas agroforestales en Europa (Nair 1994; Alavalapati y Nair 2001; Nair y Nair 2002, Nair 2004 y Alavalapati et al. 2004)…............................................... 7 Tabla 3 Concentración máxima de metales pesados en suelos susceptibles de ser fertilizados con lodos (BOE 1990)………………………………………………………………………… 33 Tabla 4 Concentración máxima de metales pesados en lodos destinados a uso agrícola o forestal (BOE 1990)………………………………………………………………………………. 33 Tabla 5 Valores límite de incorporación de metales pesados en suelos basándose en una media de 10 años (BOE 1990)…………………………………………………………………... 34 Tabla 6 Media de las concentraciones de carbono (mg gr-1) en los diferentes componentes de Pinus pinaster, Pinus radiata, Eucalyptus globulus y Quercus robur (Balboa 2005)…………… 50 3. MATERIAL Y MÉTODOS Tabla 7 Evapotranspiración potencial de la zona de estudio. Donde: k: constante bioclimática; Tm: temperatura media mensual de los últimos 10 años (ºC); Pm: precipitación media mensual de los últimos 10 años (mm); ETP: evapotranspiración potencial (mm); e: evapotranspiración residual (mm)…………………………………………………………. 61 Tabla 8 Balance hídrico de la zona de estudio. Donde: 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)………………………………………………………………………………………… 62 Tabla 9 Coeficiente de pluviosidad (Cp) e intensidades bioclimáticas (ubc) potencial (IBP), fría (IBF) y real (IBR) mensuales y anuales de la zona de estudio…………………………….. 63 Índice de tablas II Tabla 10 pH en agua (ph (agua)) y en KCl (pH KCl), relación carbono/nitrógeno (C/N), porcentajes de materia orgánica (MO), N, P total y contenido de K, Ca, Mg, Na y Al asimilables en BaCl2 y CIC efectiva en el suelo al comienzo del ensayo (año 1999)……. 71 Tabla 11 Concentración inicial en el suelo y concentración máxima de metales pesados (Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn) (mg kg-1 de materia seca) según la legislación europea (Directiva 86/278), española (RD. 1310/1990) y las modificaciones que propone la U.E a través del “Working document on Sludge 3rd draft” (2000)………………………………………… 72 Tabla 12 Diferentes tratamientos aplicados en este estudio………………………………………… 73 Tabla 13 Propiedades químicas de los lodos aplicados en este ensayo, así como los límites establecidos por la Directiva Europea 86/278 y el RD 1310/1990, y las modificaciones propuestas por la UE a través del “Working document on Sludge 3rd draft” (2000). El rango superior y el rango inferior del intervalo representan los límites establecido por la legislación para la aplicación de lodos en suelos ácidos y básicos respectivamente……... 75 Tabla 14 Cantidades aportadas (kg ha-1 año-1) en las aplicaciones de lodo para cada uno de los elementos en ambas dosis y los valores máximos permitidos por la normativa española (RD 1310/1990) para una media de 10 años……………………........................................ 76 Tabla 15 Calendario de actuaciones llevadas a cabo durante toda la experiencia………………….. 76 Tabla 16 Calendario de muestreos llevados a cabo en el campo en las diferentes parcelas estudiadas desde la instalación de la experiencia hasta el último año de estudio de esta tesis………………………………………………………………………………………... 78 Tabla 17 Valores de los parámetros a y b, de la función Y = CF*A*db, del coeficiente de determinación ajustado (R2) y del error estándar de la estimación (SEE) para las distintas fracciones de biomasa, donde: CF: factor de corrección calculado a partir del error estándar de la estimación SEE; d: diámetro (cm); 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 y Br: biomasa de la raíz. (Montero et al. 2005)………………………………….. 86 Índice de tablas III Tabla 18 4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Incrementos de las variables altura (Δh) (m) y diámetro (Δd) (cm) de la masa arbolada en cada uno de los tratamientos aplicados en los años 2000, 2004 y 2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril; Δh: incremento en altura; Δd: incremento en diámetro. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos……………………………………………………………………………….. 136 Tabla 19 Concentraciones de cobre en el pasto en los diferentes muestreos y tratamientos evaluados en este estudio. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3; NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………….. 182 Tabla 20 Concentraciones de zinc en el pasto en los diferentes muestreos y tratamientos evaluados en este estudio. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3; NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril……… 184 Tabla 21 Tratamientos seleccionados para la realización del estudio del balance de carbono. Donde: mo: contenido de materia orgánica en el suelo a 25 cm de profundidad durante el año 2010; h: altura media del componente arbolado en el año 2008; d: diámetro normal medio del componente arbolado en el año 2008………………………………………….. 185 Tabla 22 (a) Biomasa arbórea por pie (kg MS pie-1), (b) Biomasa arbórea por hectárea (Mg MS ha-1) y (c) Carbono del componente arbolado por hectárea (Mg ha-1) en el año 2008 de las distintas fracciones de Pinus radiata para los tratamientos considerados (CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente a febrero). Donde: d: diámetro normal medio del componente arbolado; BF: biomasa del fuste; BR>7cm: biomasa de las ramas con diámetro mayor de 7 cm; BR2-7cm: biomasa de las ramas con diámetro entre 2 y 7 cm; BR<2cm: biomasa de las ramas con diámetro menor a 2 cm; BA: biomasa de las acículas; Br: biomasa de la raíz. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………… 188 Índice de tablas IV Tabla 23 Producción (Mg MS ha-1) y contenido de carbono secuestrado (Mg C ha-1) por la pinocha del suelo en los diferentes tratamientos evaluados durante el año 2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero………………………………………………………… 192 Tabla 24 Tabla 25 Contenido total de carbono (Mg C ha-1) en la biomasa arbórea de Pinus radiata durante el último año de estudio (2008) en los diferentes tratamientos evaluados. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………………………………………………………………. Porcentaje de carbono de la cubierta arbolada y pinocha de la masa de Pinus radiata durante el último año de estudio (2008) en los diferentes tratamientos evaluados. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………………………………………………………………. 194 194 Tabla 26 Estimación del contenido de carbono en la parte aérea de la biomasa del sotobosque (sin acículas) (pasto + silo+ musgo) (Mg C ha-1) en cada tratamiento evaluado en el año 2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 CaCO3; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero; CG1: carga ganadera determinada en función de la producción real de pasto del año 2008; CG: carga ganadera general del sistema. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos…………………………... 197 Tabla 27 Contenido de carbono almacenado (suma de las cuatro profundidades de muestreo) (Mg C ha-1) en la parte radical de la biomasa del sotobosque en los diferentes tratamientos evaluados durante el año 2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B1: dosis bajas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (50 kg ha-1 de N total); A1: dosis altas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (100 kg ha-1 de N total); NF: tratamiento control………………………………………………………………………... 201 Índice de tablas V Tabla 28 Porcentaje de carbono en las diferentes fracciones (parte aérea y radical) de la biomasa total del sotobosque (sin acículas) durante el último año de estudio. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B1: dosis bajas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (50 kg ha-1 de N total); A1: dosis altas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (100 kg ha-1 de N total); NF: tratamiento control………………………………… 204 Tabla 29 Porcentaje de carbono edáfico y contenido de carbono acumulado (Mg C ha-1) en el año 2010 en los primeros 25 cm del perfil del suelo de los diferentes tratamientos aplicados en este estudio. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B1: dosis bajas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (50 kg ha-1 de N total); A1: dosis altas de lodo de depuradora urbana aplicadas en febrero (100 kg ha-1 de N total); NF: tratamiento control……………………………………………………………………………………... 207 Tabla 30 Carga ganadera media (ovejas ha-1 año-1) en los diferentes tratamientos evaluados después de nueve años de estudio. Donde: CG: carga ganadera media del sistema; CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero….................................................................................... 212 Tabla 31 Estimación de las emisiones totales de metano (Mg CH4 ha-1) por el ganado; sus equivalentes en CO2 (Mg CO2 ha-1) y en carbono (Mg C ha-1 año-1) en cada uno de los tratamientos aplicados durante el periodo de tiempo evaluado (2000-2008). Donde: Efer: emisiones de CH4 procedentes de la fermentación entérica; Eest: emisiones de CH4 procedentes del manejo de estiércol; Equi CO2: equivalente en CO2; CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero…………………………………………….......................................................... 214 Tabla 32 Estimación de las emisiones de N 2 O procedentes del ganado (Mg N 2 O ha-1) y sus equivalentes en CO2 (Mg CO2 ha-1) y en carbono (Mg C ha-1 año-1) en los diferentes tratamientos evaluados en los nueve años de estudio. Donde: Nexest: cantidad de N excretado resultante de la gestión de estiércol; Equiv CO2: equivalentes en CO2; CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero………………………………………………………… 216 Índice de tablas VI Tabla 33 Estimación de las emisiones directas totales de N 2 O (kg N 2 O ha-1) procedentes de la utilización de fertilizante sintético y del uso de estiércol aplicado como fertilizante para cada uno de los tratamientos considerados durante los nueve años de estudio. Donde: FSN: cantidad anual de fertilizante exógeno aplicado al suelo (kg ha-1 año-1 de N total), FE1: factor de emisión directa para emisiones de N2O de aportes de N, Nexest: promedio anual de excreción de N por los animales estabulados; Fracperd: cantidad de N del estiércol que se pierde en el sistema de gestión del estiércol (almacenaje de sólidos=15%); FON: cantidad total anual de fertilizante exógeno de N orgánico del estiércol aplicado al suelo de este estudio, excluyendo el que se emite durante la época de pastoreo; CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero……………………………………………...... 219 Tabla 34 Estimación de las emisiones totales de N2O procedentes del pastoreo de los animales (kg N2O ha-1) en cada uno de los tratamientos evaluados durante el periodo de tiempo estudiado (2000-2008). Donde: FPRP: cantidad anual de N de la orina y el estiércol depositado por los animales en pastoreo sobre el pasto (kg N año-1); FE4: factor de emisión establecido para pastoreo (kg N2O-N (kg N)-1) (IPCC 2006); B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero…………. 221 Tabla 35 Estimación de las emisiones directas totales de N2O procedentes del suelo (kg N2O ha-1) en las diferentes parcelas evaluadas durante el periodo de tiempo 2000-2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero………………………………………………………… 222 Abstract when pasture sowing species disappeared. A clear interaction between the dose and the date of application of sewage sludge was observed. Early fertilization with high dose originated a reduction of tree growth, due to increase of the development of herbaceous species, being also more likely the leaching of nutrients. On the contrary, the late contribution of high dose increased the initial tree growth and shrub species, being this date more favourable for tree growth than for the development of herbaceous pasture. On the other hand, the soil was the SS component that mostly contributed to carbon sequestration followed by tree component. However, the soil of the control treatment was the SS component that showed a higher percentage of contribution of carbon to the system. However, the high percentage of shrub species obtained in NF would increase the risk of fire in this treatment, increasing the risk of losing the carbon stored in soil, in case of fire. 1. JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS Justificación y objetivos 1. JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS La evolución en los últimos años de la distribución del uso de las tierras en Galicia indica un crecimiento continuo de los terrenos dedicados al uso forestal, detectándose también que la superficie destinada a pastos sufre un pequeño aumento (RigueiroRodríguez 2000), que, sin embargo, no es suficiente para sustentar la cabaña ganadera existente. Los ganaderos se encuentran con el problema de la falta de superficie agraria útil (SAU) para producir suficiente alimento de calidad a bajo coste, como es el pasto. Para mejorar la rentabilidad de las explotaciones ganaderas se recomienda un aumento del consumo de pasto, alimento barato y de buena calidad, producido en la explotación, que reemplaza a las mezclas o concentrados de mayor precio que se emplean en nutrición animal. Por otra parte, el manejo tradicional de los montes productores de madera, favorece el establecimiento y desarrollo de especies arbustivas en el sotobosque. Estas especies acumulan una abundante biomasa que, de no desbrozarse, genera un importante riesgo de incendios, sobre todo tras las cortas de regeneración, que es cuando más luz llega al sotobosque. En este sentido, es importante tener en cuenta que los desbroces son las operaciones más caras asociadas al manejo de las masas forestales. Una buena opción que integra el sistema ganadero y el forestal consiste en combinar la producción de madera de calidad y pasto para el ganado, a través del empleo de sistemas silvopastorales, creando pastizales arbolados con un menor riesgo de incendios en comparación con el sotobosque arbustivo (Benavides et al. 2009; Rigueiro-Rodríguez et al. 2009c), aspecto muy importante en Galicia, comunidad en la que más del 60% de la superficie es terreno forestal (MARM 2007). Uno de los factores que limita la productividad forestal y del pasto en Galicia es la reducida fertilidad de sus suelos (Sánchez et al. 2002), que se puede mejorar a través del aporte de enmiendas neutralizantes que reduzcan su característica acidez (LópezMosquera 1995). Además, se deben añadir fertilizantes para compensar las extracciones realizadas por el arbolado y el pasto y producir un pasto abundante y de calidad. La evaluación del efecto de la mejora de la fertilidad del suelo sobre la producción de pasto y el crecimiento del arbolado es más importante en el momento del establecimiento del arbolado, ya que en ese momento las relaciones de competencia a nivel radical se maximizan. 1  Justificación y objetivos El uso de lodos de depuradora como fertilizante en terrenos forestales permite suministrar nutrientes al suelo, logrando así incrementar la productividad del pasto y aminorar el problema de depósito de estos residuos, a través de su reutilización y reciclaje de sus nutrientes. El manejo correcto de los lodos como fertilizante debe estar basado en la optimización de su uso (dosis y época de aplicación), a través del equilibrio entre las necesidades del pasto y el arbolado y el aporte de elementos nutritivos con el fango, de forma que no se produzcan daños medioambientales (Mosquera-Losada et al. 2001ª; Egiarte et al. 2005). Hay que tener en cuenta que los lodos, además de materia orgánica, pueden introducir en el suelo ciertos metales pesados, los cuales, en concentraciones relativamente altas pueden ser perjudiciales tanto para las plantas como para los animales que las consuman, pudiendo llegar incluso al hombre a través de la cadena trófica. Este aspecto es de gran relevancia en Galicia, si se tiene en cuenta que los metales pesados suelen incrementar su disponibilidad en suelos ácidos (RigueiroRodríguez 2000). En cumplimiento de la Directiva del Consejo de la Unión Europea 91/271/CEE, los núcleos de población con más de 15.000 habitantes deberían disponer de sistemas colectores de aguas residuales urbanas desde el 31 de diciembre de 2000, mientras que en el caso de núcleos urbanos de entre 2.000 y 15.000 habitantes deben tener EDAR antes del 31 de diciembre de 2005, a excepción de los situados en zonas sensibles, en los que se rebaja el máximo a 10.000 habitantes. Todo ello significó una creciente producción de lodos de depuradora en Europa y en España, que conlleva la aparición de problemas para la eliminación de estos residuos. Todo lo relativo a las características de los lodos, los análisis necesarios para su uso, las normas referentes a su aplicación y las máximas concentraciones de metales pesados, tanto en el suelo como en los fangos, se regula en España por el RD 1310/1990. El objetivo de este estudio fue evaluar el efecto residual del encalado así como de la aplicación de dos dosis de lodo de depuradora urbana en diferentes fechas sobre el suelo (pH, materia orgánica, CIC efectiva, porcentaje de saturación de los diferentes elementos del complejo de cambio y metales pesados), crecimiento arbolado (porcentaje de marras, altura, diámetro, cobertura), producción de fitomasa total del sotobosque, producción potencial y real de pasto, composición botánica del mismo y la capacidad 2  Justificación y objetivos 3  para secuestrar carbono en un sistema silvopastoral establecido en terreno de monte con Pinus radiata D. Don como componente arbóreo. 2. INTRODUCCIÓN Introducción 5 2. INTRODUCCIÓN 2.1. SISTEMAS AGROFORESTALES 2.1.1. AGROSELVICULTURA La agroselvicultura es un término que define a una serie de prácticas agrícolas ancestrales que consisten en la combinación de un componente leñoso (árboles o arbustos) con cultivos y/o animales en la misma unidad de gestión del territorio, estableciéndose entre estos componentes interacciones de tipo ecológico y/o económico (Nair 1989, 1991, 1993; Silva-Pando y Rozados-Lorenzo 2002a; Mosquera-Losada et al. 2007). La agricultura europea ha tenido un largo historial de interacción con los bosques o terrenos forestales. Esta interacción, junto con la importante variedad de climas y microclimas, ha llevado a la evolución de múltiples combinaciones de prácticas agroselvícolas en este continente (Rigueiro-Rodríguez et al. 2009a). Actualmente, el establecimiento de sistemas agroforestales puede ser promovido en todas las regiones de Europa como consecuencia de la aplicación de un reglamento comunitario que especifica la realización de pagos directos a los agricultores para este fin (REGLAMENTO DEL CONSEJO sobre la ayuda al desarrollo rural a través del Fondo Europeo Agrícola de Desarrollo Rural (FEADER) (15 de septiembre del año 2005)). Las ventajas de las prácticas agroforestales son consecuencia de las características que las definen y que, según Anderson y Sinclair (1993) y Dupraz et al. (2005) se pueden resumir en productividad, estabilidad y sostenibilidad. Por otra parte, los sistemas agroforestales presentan una gran importancia ecológica, debido a que realizan funciones ecológico-ambientales-sociales de gran interés como prevenir los incendios forestales, la erosión eólica e hídrica, reducir la contaminación, etc. (McAdam y Sibbald 2000; Sinclair et al. 2000; Rodríguez-Barreira 2007) así como diversificar la producción, aumentar el nivel de materia orgánica en el suelo en comparación con sistemas exclusivamente agrícolas, favorecer el reciclaje de nutrientes, modificar el microclima y optimizar la producción del sistema, respetando el principio de sostentabilidad (Secretaría de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación (SAGARPA 2009)). Introducción 6 2.1.2. TIPOS DE SISTEMAS AGROFORESTALES Para poder clasificar los sistemas agroforestales se pueden considerar diferentes criterios. En la Tabla 1 se presenta un resumen de los criterios empleados por distintos autores (Nair 1985, 1990; Silva-Pando y Rozados-Lorenzo 2002), entre los cuales la naturaleza de los componentes ha sido el más utilizado, dando lugar a la Agroselvicultura, Silvopascicultura o a la Agrosilvopascicultura entre otras denominaciones. La aplicación de criterios como la ordenación espacial y temporal de los componentes, distribución biogeográfica, nivel de aportes tecnológicos, relaciones coste beneficio o tipo de función darán lugar a una mayor diferenciación y complejidad (Silva-Pando y Rozados-Lorenzo 2002). Tabla 1. Clasificación de los sistemas agroforestales (Nair 1985; Silva-Pando y Rozados-Lorenzo 2002). Clasificación de los SAF basada en su estructura y función Tipos de SAF de acuerdo a su extensión y gestión Estructura (Naturaleza y ordenación de los componentes especialmente los leñosos) Función (papel y/o producciones de los componentes, especialmente los leñosos) Adaptabilidad agroecológica y medioambiental Nivel socioeconómico y de gestión Naturaleza de los componentes Ordenación de los componentes Agroselvicola (cosechas agrícolas y árboles, incluyendo arbustos/árboles) Silvopastoral (pas tos/animales y árboles) Agrosilvopastoral (cosechas agrícolas, pasto/animales y árboles) Otros (grupos de árboles multiproducto, apicultura con árboles, acuicultura con árboles, etc.) En el espacio (espacial) * Mezclas densas (p.e.: casa-jardín) * Mezclas laxas (p.e.: la mayoría de los sistemas de árboles sobre pastizales) * Por fajas (el ancho de la faja debe ser mayor que una fila de árboles) * Límites (árboles en los límites de grupos/campos) En el tiempo (temporal) Coincidente Concomitante Superpuesto Secuencial (separado) Interpolado Función productiva Alimento Ramón Leña Madera Otros productos Función protectora Cortavientos Conservación de suelo Conservación de la humedad Sombra (para cosechas animales y el hombre) Conservación de la biodiversidad Prevención de incendios Sistemas en/por Tierras bajas tropicales húmedas Tierras altas tropicales húmedas (p.e.: Alturas mayores de los 1.200 m.s.n.m., Malasia) Tierras bajas tropicales subhúmedas (p.e.: zona de sabana de África, cerrado de Suramérica) Zonas templadas (p.e.:Europa, Norteamérica, China) Basada en el nivel del aporte tecnológico Bajos aportes (marginal) Aportes medios Altos aportes Basado en la relación coste/beneficio Comercial Intermedio Subsistencia Introducción 7 Los sistemas agroforestales presentan una gran variedad de funciones y producciones (Silva-Pando y Rozados-Lorenzo 2002; Mosquera-Losada et al. 2008). Según la “Association for Temperate Agroforestry” (AFTA 1999) la esencia de los sistemas agroforestales puede expresarse mediante características como su intencionalidad, intensividad e interactividad además de ser un sistema integrado. Asimismo, son sistemas específicos de una zona, ya que se describen bajo unas condiciones locales a las que deben adaptarse dando lugar a un amplio número de sistemas agroforestales, aunque se puede decir que sus componentes presentan un determinado patrón de distribución espacio-temporal, dando lugar a lo que Nair y Nair (2002) definen como prácticas agroforestales. Existen diferentes tipos de prácticas agroforestales que se aplican hoy en día en Europa (Nair 1994; Alavalapati y Nair 2001; Nair y Nair 2002; Nair 2004 y Alavalapati et al. 2004), principalmente en países como España y Portugal, pero también en Alemania, Francia e Italia (Grünewald et al. 2007; Quinkenstein et al. 2009; Mosquera-Losada et al. 2011) (Tabla 2). Prácticas agroforestales Definición Cultivo en callejones Distribución del arbolado en hileras simples oagrupadas con cultivos herbáceos intercalados Cultivo en el bosque Cultivo en zonas arboladas de plantas medicinales, ornamentales, culinarias, etc., y/o aprovechamiento de plantas silvestres útiles que crecen en los bosques Bosques de ribera Zonas de vegetación perenne (árboles, arbustos o herbáceas) entre los cultivos/pastos y los cursos de agua, y/o cultivos entre el arbolado en franjas de ribera Silvopastoreo Combinación de la producción forestal arbórea con la forrajera (pasto o heno) y la ganadera Zonas cortaviento Plantaciones lineales de árboles alrededor de granjas y campos de cultivo, cuya finalidad es la protección de los animales, el cultivo y el suelo frente a los efectos del viento Tabla 2. Principales prácticas agroforestales en Europa (Nair 1994; Alavalapati y Nair 2001; Nair y Nair 2002; Nair 2004 y Alavalapati et al. 2004). Introducción 8 2.2. SISTEMAS SILVOPASTORALES 2.2.1. DEFINICIÓN Y PRODUCTIVIDAD Los sistemas silvopastorales son ecosistemas más complejos que los exclusivamente agrícolas o forestales, que a veces derivan de la gestión agrícola de zonas forestales (Benavides et al. 2009) y en los que se combina la producción de madera (a medio o largo plazo) con la producción de pasto (corto plazo), siendo ambas producciones resultado del manejo y del efecto de las interacciones existentes entre arbolado, pasto, suelo y animales (Fig. 1) en un ambiente edafoclimático determinado (Etienne 1996; Sibbald 1999; Nair y Graetz 2004). En la actualidad, las políticas europeas que promueven el uso de este tipo de sistemas se basan en las ventajas que tienen sobre los sistemas agrícolas o forestales puros. SUELO Consumo, daños Fig. 1. Interacciones entre suelo, pasto, arbolado y animal en un sistema silvopastoral (Etienne 1996). Durante mucho tiempo y desde una perspectiva de la población urbana, se ha considerado que el único producto del monte era la madera, pero la realidad era y es bien diferente (Silva-Pando y Rozados-Lorenzo 2002). Desde siempre se aprovechó el monte con el objeto de obtener una pluralidad de productos: madera, frutas, carne, caza, pesca, especias, extractos medicinales, aceites, gomas, resinas, taninos, miel, semillas, Introducción 15 invasoras; b) mejorar la calidad de la pradera; c) acrecentar la fertilidad del suelo y d) acelerar el ciclo de nutrientes. Cuando el ganado se va a alimentar de la vegetación natural del sotobosque es conveniente que el ganado introducido en el sistema silvopastoral, pertenezca a razas rústicas, sobre todo si en el sotobosque predominan especies arbustivas típicas, lo que es frecuente en el monte gallego. Este ganado debe ser compatible con el arbolado y capaz de alimentarse de la vegetación que se desarrolla en el sotobosque (Silva-Pando et al.1998; Rigueiro-Rodríguez 1992; 2000a; 2006). En el caso de las praderas arboladas, el ganado suele introducirse en el sistema silvopastoral en las primeras etapas de desarrollo del arbolado (Benavides et al. 2009), con el objetivo de reducir la posible competencia inicial existente entre el pasto y el arbolado (Hawke y Knowles 1997). En este caso, es preciso tener en cuenta los posibles daños que el animal pueda causar al arbolado y establecer pautas de manejo que limiten esos daños a través de la introducción de determinados tipos de animales (herbívoros mejor que lignívoros) en el momento en el que por el desarrollo del arbolado (mayor diámetro o mayor altura) el animal ya no sea capaz de causarles daño, o bien mediante el uso de protectores. En todo caso, y a medida que se incrementa la cobertura forestal, será necesario ir ajustando la carga ganadera y la composición del rebaño a la productividad y composición botánica del pasto (Mosquera-Losada et al. 2001; Lenore 2004; Rigueiro-Rodríguez et al. 2005b). Si analizamos el aprovechamiento del material vegetal existente en un sistema silvopastoral por parte de los diferentes tipos de ganado, podemos indicar que las cabras realizan un buen control de los brotes de retama, brezos pequeños y zarzas, pudiendo incluso hacerlas desaparecer debido a su consumo repetitivo; sin embargo controla mal los helechos, pudiendo causar este último intoxicaciones. Por otro lado, no daña ni suele aprovechar las plantas pequeñas ni los brotes de Eucalyptus globulus Labill, aunque sí puede dañar la copa de las coníferas y otras frondosas cuando están a su alcance, llegando incluso a provocar anillamientos en los troncos de los árboles cuando la corteza no se encuentra suficientemente desarrollada (Rigueiro-Rodríguez et al. 1998a). El empleo de ovejas en estos sistemas permite el control de brotes jóvenes y tiernos de tojos y brezos pequeños, sobre todo si se encuentran mezclados con herbáceas, a pesar de no ser un animal adecuado para el control de especies leñosas. Es una especie que consume bien el pasto herbáceo y su pastoreo favorece el empradizamiento, lo que puede deberse a que corta la hierba a ras del suelo, siendo compatible con eucaliptos, Introducción 16 con pinos y otras frondosas cuando no pueden alcanzar sus copas (Rigueiro-Rodríguez 1992; 2000). En el caso del ganado vacuno, consume bien los brotes de brezos pequeños, los de Pterospartium tridentatum L. y las gramíneas antes de que se endurezcan, no controlando el tojo, la retama, el helecho ni la zarza (Rigueiro-Rodríguez et al. 1998a). Según Knowles (1991), tanto las ovejas como el ganado vacuno, pueden anillar los pinos mientras la corteza sea fina, aunque no es muy frecuente y suele darse en caso de sobrepastoreo. La introducción del caballo gallego de monte en un sistema silvopastoral servirá para controlar bien el tojo, las retamas y gramíneas duras como Pseudarrhenatherum longifolium Rouy, Avenula marginata (Lowe) y Agrostis curtisii Kergélen, aunque dicho control será menor en el caso do los brezos y casi nulo en las zarzas y helechos, ya que estos últimos, al igual que ocurría en la cabra, le ocasionan intoxicaciones. El caballo es una especie compatible con los eucaliptos y pinos, dado que no consume las plantas jóvenes ni los brotes, aunque puede ocasionar daños mecánicos por pisoteo en los primeros años de la repoblación (Rigueiro-Rodríguez et al. 1998a). La introducción de ganado porcino puede resultar interesante para disminuir o eliminar la presencia de helecho común en determinadas zonas, dado que hozando, desentierra los rizomas que luego come o mueren por desecación (Rigueiro et al. 1998a). 2.2.4. PRINCIPALES INTERACCIONES ENTRE LOS COMPONENTES DE LOS SISTEMAS SILVOPASTORALES Los sistemas silvopastorales presentan múltiples interacciones producidas entre los tres elementos principales: arbolado, pasto y animal (Palma et al. 2006; Rois et al. 2006; Martínez-Jauregui 2007) dentro de un contexto edafoclimático determinado. Estas interacciones pueden ser positivas o negativas en función de las condiciones climáticas locales y de los requerimientos de las especies vegetales o del tipo de animal empleado (Carranza y Ledesma 2009). 2.2.4.1. Interacción árbol-pasto En un sistema silvopastoral las interacciones que se producen entre los componentes vegetales pueden ser directas (a partir de la competencia por el uso de los principales recursos: luz, humedad y nutrientes del suelo) (Chang y Mead 2003) o Introducción 17 indirectas, al afectar un componente las condiciones ambientales que condicionan la utilización de los recursos por otro componente (Callaway y Walker 1997; Carranza y Ledesma 2009). En algunos casos, el crecimiento del pasto se puede ver limitado debido a la competencia producida por los árboles (Chang et al. 2002) y viceversa, por lo que es necesario prestar atención no sólo a la situación de partida, sino también a la evolución de las especies forestales, sobre todo cuando se trata de especies de crecimiento rápido, ya que las condiciones ambientales cambiarán en un corto espacio de tiempo, afectando a la productividad del pasto (Mosquera-Losada et al. 2001c), sobre todo en ambientes de alta productividad como es el caso de la zona atlántica española, que posee las mayores tasas de productividad forestal de Europa. Durante los primeros años del sistema silvopastoral implantado sobre una pradera artificial, tanto las especies arbóreas como las herbáceas están sometidas a relaciones de competencia por el agua y nutrientes existentes en los primeros centímetros del perfil edáfico (López-Díaz et al. 1999b), debido al denso sistema radical que desarrollan las especies forrajeras (Zutter y Miller 1998; Wagner 1999; Mosquera-Losada et al. 2010a), por lo que es necesario realizar un seguimiento del crecimiento de ambos componentes del sistema para que se produzca el mínimo número de marras y la mínima reducción del crecimiento de las plantas forestales (Rigueiro-Rodríguez et al. 2000a). Una vez que las raíces del arbolado consiguen extenderse por debajo de la zona radical de las plantas herbáceas, la competencia por el agua será menor (Mosquera-Losada et al. 2006), pero se mantendrá una cierta competencia por los nutrientes del suelo (Chang y Mead 2003) debido a la mayor concentración de éstos en los horizontes superficiales ligados a la materia orgánica (Sharrow 1999). Sin embargo, en zonas con problemas de sequía (zonas áridas y semiáridas) la competencia por el agua puede seguir manteniéndose (Moreno et al. 2005b), ya que el sistema radical de las especies forrajeras absorberá una proporción importante del agua de precipitación, que no alcanzará los horizontes más profundos, por lo que es necesario buscar un equilibrio entre la producción de madera y la de forraje a través de una adecuada densidad del arbolado (Fernández-Núñez et al. 2007a). En estudios realizados en el norte de la Patagonia Argentina, se observó como plantaciones de Pinus ponderosa se adaptaban a la competencia ejercida por las especies forrajeras mediante la modificación de la distribución de sus raíces, aumentando su proporción en los horizontes más profundos del suelo, profundidad a la que no llegan las raíces del pasto (Fernández et al. 2008). Introducción 18 Autores como Mosquera-Losada et al. (2001a) y McAdam (2005) indican que para una aceptable producción de pasto bajo el arbolado adulto la densidad del mismo debería estar comprendida entre 100-400 pies ha-1. Parece por tanto interesante realizar plantaciones con reducidas densidades, ya que el arbolado podría alcanzar un mayor diámetro en turnos más cortos, a la vez que se incrementa la producción de pasto (Mosquera-Losada et al. 2001a). En el caso de que se deseen establecer sistemas silvopastorales con elevadas producciones de pasto en áreas forestales plantadas con marcos reducidos para maximizar la producción de madera de calidad, será necesario realizar fuertes claras para alcanzar la densidad que permita conseguir árboles de gran diámetro y que llegue suficiente luz al pasto para incrementar su productividad (Mosquera-Losada et al. 2001). En cuanto al efecto producido por la cobertura arbolada sobre la producción de pasto herbáceo, estudios desarrollados en la zona atlántica señalan que la producción de pasto se ve drásticamente afectada cuando existe más de un 55% de cobertura arbórea en el caso de sistemas silvopastorales establecidos con Pinus radiata (RigueiroRodríguez et al. 1998a). Sin embargo, en algunos casos, la cobertura arbórea puede mejorar la producción de pasto, a pesar de que se trate de arbolado adulto, debido al efecto positivo sobre ciertas condiciones ambientales (Sibbald 1999). Este es el caso de sistemas silvopastorales desarrollados en zonas con clima mediterráneo, como las dehesas, donde un factor limitante importante es la falta de humedad ambiental y no la de luz (Armand y Etienne 1996; Kyriazopoulos et al. 1999). En estudios desarrollados en la zona atlántica europea se ha encontrado que al inicio de las asociaciones entre el pasto y el arbolado, la producción de pasto puede mantenerse o incluso incrementarse ligeramente en comparación con las zonas abiertas (Sibbald 1996). En esta época el período de aprovechamiento del pasto se puede incrementar, debido a un aumento de las temperaturas mínimas debajo del arbolado al principio y al final de la estación de crecimiento y a un incremento de la humedad edáfica en verano (Sibbald 1996; SilvaPando et al. 1998); pero a medida que va aumentado la edad del arbolado y la cobertura del mismo, las especies pratenses implantadas tienden a ser sustituidas por otras espontáneas (Silva-Pando 1988; Dodd et al. 2005), siendo, en general, más susceptibles a las condiciones de sombra las leguminosas que las gramíneas (Dodd et al. 2005; Mosquera-Losada et al. 2005a). Además, el hecho de que la especie forestal presente hojas caducas o perennes tendrá un efecto diferente sobre la producción de pasto (Papanastasis 2004); así, Introducción 19 aquellas especies arbóreas de tipo caducifolio tendrán un efecto negativo o positivo sobre el ciclo de nutrientes del suelo y producción de pasto dependiendo de la tasa de mineralización, ya que ésta se reduce generalmente cuando una parte importante de la luz es interceptada por la cubierta arbolada, y es previsible que también afecte a la microvida del suelo (Mosquera-Losada et al. 2005a). 2.2.4.2. Interacción árbol-ganado Los árboles pueden interactuar con el ganado de forma directa, a través del aporte directo de forraje, o de forma indirecta, a través de la modificación de las condiciones ambientales, fundamentalmente temperatura, movimiento del aire y humedad relativa (Carranza y Ledesma 2009). En los sistemas silvopastorales, la atenuación de la temperatura por la cobertura forestal permite aumentar las horas dedicadas al pastoreo, además de reducir el gasto energético del mantenimiento del animal mejorando su bienestar. La atenuación de la radiación influye sobre la producción animal cuando la temperatura ambiental es baja (Wagner 1988; García y Wright 2007) debido a que el ganado aumenta el gasto de energía para mantener la temperatura corporal. Asimismo, cuando las temperaturas bajan, el ganado tiende a agruparse y evita movilizarse para no perder el calor por convección (García y Wright 2007). El ganado influye sobre el estrato arbóreo fundamentalmente a través del ramoneo y de los daños mecánicos, aspecto crucial en el momento de la regeneración forestal cuando se trata de sistemas silvopastorales desarrollados en bosques naturales (Carranza y Ledesma 2009) o en masas cuya forma principal es irregular y sobre las repoblaciones en sus primeros años de establecimiento (Rigueiro-Rodríguez et al. 2000a). El pastoreo en esas circunstancias puede disminuir considerablemente la vitalidad del sistema, por eso se deben tener en cuenta aspectos como la edad adecuada de la plantación para la entrada del ganado, tipo de animal y carga ganadera (Rigueiro-Rodríguez et al. 2000a). Además, puede ser necesario prevenir los posibles daños que los animales le puedan causar al arbolado durante los primeros años, mediante el empleo de protectores individuales alrededor de los árboles, mediante cercados si los árboles se encuentran agrupados (McAdam 1991; Flecher et al. 1993; Mosquera-Losada et al. 2001), aislando las filas de plantación mediante alambre eléctrico (Leh mukuhler et al. 2003) o evitando introducir el ganado entre el período comprendido entre finales de primavera y principios de verano, época en la que el follaje de los árboles es más tierno y apetecible Introducción 20 para el ganado ovino y vacuno. Otra opción sería aprovechar el pasto mediante siega mientras exista el peligro de que los animales dañen los árboles (Sharrow 1983; Mosquera-Losada et al. 2010a). Existen también manejos selvícolas que incluyen al ganado como parte del manejo forestal, como es el caso del resalveo por conversión, en el que se cambiará la forma fundamental de la masa de monte bajo o medio a monte alto (San Miguel 2001). Asimismo, al introducir animales en el sistema silvopastoral se produce una distribución desigual del pasto en el terreno y habrá menos animales cerca de los árboles debido al incremento de la compactación del suelo en estas zonas (si empleamos cargas ganaderas excesivas) por ser el lugar en donde los animales prefieren tumbarse, siendo las áreas más alejadas de los árboles donde los animales prefieren aprovechar el pasto, y por tanto, donde realizan habitualmente las deyecciones que servirán como fertilizante (McAdam y Hoppe 1996). 2.2.5. LOS SISTEMAS SILVOPASTORALES Y EL CLIMA El clima tiene un papel importante en el desarrollo del sistema silvopastoral ya que define los principales factores que afectan al crecimiento de la vegetación (radiación, humedad y temperatura), los cuales, en el caso del pasto, pueden ser modificados por el desarrollo de la copa de los árboles (Carranza y Ledesma 2009). La temperatura afecta de forma notable a la evolución de la composición botánica de la pradera, al influir en la competencia entre las diferentes especies pratenses. Las leguminosas, por lo general, presentan un intervalo de respuesta a la temperatura menos amplio que las gramíneas, y las temperaturas que requieren los tréboles para el comienzo del crecimiento y alcanzar su óptimo son superiores a las requeridas por la mayoría de las gramíneas de clima templado (Mosquera-Losada et al. 1999b). Por otro lado, existe una competencia entre los tréboles y las gramíneas por la luz ya que el trébol se ve perjudicado por la mayor altura de las gramíneas, que le impide recibir suficiente radiación para alcanzar un desarrollo óptimo (Frame 1990). Asimismo, la temperatura afecta a la tasa de aparición y expansión de las hojas nuevas de las especies del sotobosque, de ahí que actúe directamente sobre el crecimiento de los vástagos herbáceos y, por lo tanto, sobre su capacidad productiva (Mosquera-Losada et al. 1999b). En el caso de la radiación, no debemos olvidar que la luz es la fuente de energía para la biosíntesis de glucosa a partir de agua y dióxido de carbono, molécula implicada Introducción 21 en la síntesis de sustancias orgánicas primarias. Por ello, Sibbald y Sinclair (1990); Knowles et al. (1999) y Silva-Pando et al. (2002b) señalan que el crecimiento de la cubierta vegetal está relacionado de forma lineal con la radiación solar interceptada, que a su vez depende del índice de área foliar (LAI), y por tanto la tasa de crecimiento del pasto se incrementará a medida que lo haga el índice de área foliar. Además, hay que tener presente que la vegetación arbórea intercepta la precipitación y en consecuencia parte de la misma no llega al suelo (Leblic 2004). La disponibilidad de agua es un factor importante en la producción total del sistema silvopastoral (Mosquera-Losada et al. 1999b), sobre todo en la producción total de pasto y en su distribución anual (Piñeiro-Andión y Pérez 1987) e interanual (Corral et al. 1982). 2.2.6. SISTEMAS SILVOPASTORALES EN GALICIA Según datos del MARM (Ministerio de Medio Ambiente Rural y Marino 2007), la superficie de la comunidad autónoma de Galicia es de alrededor de tres millones de hectáreas, que representan el 6 % del territorio nacional. El 60 % del territorio gallego se clasifica como terreno forestal, siendo el 48 % terreno forestal arbolado, es decir 1425000 hectáreas. Galicia es una región fundamentalmente ganadera, en ella se produce cerca del 31% de la leche de toda España (MARM 2007). Alrededor del 25 % de la superficie agraria está ocupada por prados y cultivos, fundamentalmente forrajeros (Fig. 3). Esto explica la mayor superficie y producción de pradera polifita en peso verde de Galicia (226065 ha y 5991001 Mg, respectivamente) en comparación con las otras comunidades autónomas españolas (Aragón: 170013 ha de superficie y 45788 Mg de producción de pradera polifita; Cataluña: 109142 ha y 1850,47 Mg; Andalucía: 87377 ha y 1479 Mg de superficie y de producción de pradera polifita, respectivamente) (MARM 2007). La pradera polifita es aquella que contiene dos o más especies, incluyendo generalmente mezcla de gramíneas y leguminosas (San Miguel 2001). Introducción 22 60% 11% 14% 15% Usos del suelo en Galicia Terreno forestal Otras superficies Tierras de cultivo Prados y pastizales Fig. 3. Uso del suelo en Galicia (MARM 2007) Hoy en día, en el territorio gallego nos encontramos con un paisaje netamente forestal comparable al existente en otros países centroeuropeos de amplia tradición forestal, como Alemania y Francia, en el que predominan especies de crecimiento rápido destinadas a la producción de madera para uso industrial (Marey-Pérez et al. 2004), siendo las especies arbóreas con mayor presencia en Galicia: 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) (MMA 2002). En los últimos años hay que destacar el incremento de la superficie arbolada que se está produciendo debido al abandono paulatino de muchas explotaciones agropecuarias, lo que conlleva un cambio del uso de la tierra de agrícola a forestal. Según los datos del II Inventario Forestal Nacional (II IFN 1987) y III Inventario Forestal Nacional (III IFN 1998) la superficie arbolada creció entre esos años un 27,1 % en el caso de montes particulares y un 64,8 % en el caso de los montes públicos y vecinales. Este aumento tan importante de la superficie arbolada supone problemas de gestión, debido a que el mantenimiento de las masas, con las necesarias labores de desbroces, claras y podas, es costoso. En el norte de la Península Ibérica se realizaron en el pasado reciente experiencias que en algunos casos continúan en la actualidad acerca del aprovechamiento pascícola de los matorrales y de su mejora y transformación en praderas (Osoro et al. 1999). En los pastos naturales en Galicia son frecuentes especies como Agrostis capillaris L., Agrostis castellana Boiss et Reut, Agrostis stolonifera L., Alopecurus pratensis L., Anthoxanthum odoratum L., Bromus mollis L., Lolium perenne L., Phleum pratense L., Introducción 23 Poa pratensis L., Lotus pedunculatus, Trifolium pratense L., Trifolium repens L., Plantago lanceolata L., Ranunculus repens L., Thrincia hirta Roth, Mentha suaveoleus L., Rumex obtusifolius L., Rumex acetosa L., Cirsium palustre L., Cardamine pratensis L., Cyperus longus L., Sonchus oleraceus L., Bellis annua L., Bellis perennis L., Achillea millenifolium L., Prunella vulgaris L., Juncus conglomeratus L., Juncus effusus L. y Oenanthe crocata L. De todas estas especies las que mejor se comportan desde una perspectiva productiva son Lolium perenne L., Trifolium repens L., Trifolium pratense L. y Dactylis glomerata L. (Moreno 1983; Mosquera-Losada et al., 1999b). Las especies más comunes encontradas en las praderas polifitas de Galicia son Lolium perenne L., Lolium multiflorum Lam, Dactylis glomerata L., Trifolium pratense L. y Trifolium repens L., entre otras especies (Rigueiro-Rodríguez et al. 1998a; MosqueraLosada et al. 1999b; 2006; 2009c). La compatibilización del ganado con el arbolado ha sido tradicionalmente más problemática, siendo frecuente la prohibición por parte de las administraciones de la entrada del ganado en los bosques y masas arboladas por temor a posibles daños. En la actualidad, el pastoreo en los terrenos de monte sigue siendo un foco de conflictos en regiones como Galicia, por lo que es necesario ordenarlo, y la ordenación del pastoreo en montes arbolados puede organizarse a través de sistemas silvopastorales (RigueiroRodríguez et al. 2005a), dado que permiten compaginar la producción ganadera y la forestal y obtener beneficios de ambas. Además, la Directiva Europea CE 1698/2005 (UE 2005) relativa a las ayudas al desarrollo rural a través del Fondo Europeo Agrícola de Desarrollo Rural contempla ayudas directas para el establecimiento de sistemas agroforestales. Según el informe realizado en el año 2009 sobre la aplicación de las medidas forestales en el marco del Reglamento 1698/2005 de desarrollo rural (UE 2005) se espera que entre los años 2007-2013 sean implantados sistemas agroforestales en 60.000 ha de superficie agrícola, beneficiándose así a 3.000 propietarios de tierras y correspondiéndole a cada beneficiario 18 ha (UE 2009). El estudio de los sistemas silvopastorales en Galicia se centra fundamentalmente en dos situaciones: en zonas agrícolas abandonadas que se van a repoblar y en zonas forestales arboladas (Mosquera-Losada et al. 2001c), siendo las especies arbóreas más utilizadas en la implantación de los sistemas silvopastorales el Pinus pinaster Ait., Pinus radiata D. Don y Eucalyptus globulus Labill. (Riguiero-Rodríguez et al. 2005a). La utilización de Pinus radiata D. Don en los sistemas agroforestales es una práctica muy extendida y especialmente en el establecimiento de sistemas Introducción 24 silvopastorales (Peri et al. 2007; Benavides et al. 2009). Según los datos del Tercer Inventario Forestal Nacional (MMA 2002), las plantaciones de Pinus radiata D. Don ocupan en Galicia, una superficie total de 60.000 hectáreas, siendo la especie más utilizada en las repoblaciones forestales en la provincia de Lugo y representando el 5% de la superficie arbolada gallega (MMA 1998; 2000; 2002; Sánchez-Rodríguez et al. 2002; Rigueiro-Rodríguez et al. 2005a). El establecimiento de sistemas silvopastorales con Pinus radiata puede tener una gran importancia desde un punto de vista económico en comparación con los sistemas exclusivamente forestales, ya que, por una parte, permitiría obtener cierta rentabilidad con una periodicidad anual (Fernández-Núñez et al. 2007a) y por otra reduciría el riesgo de incendios (Rigueiro-Rodríguez et al. 2005a; Fernández-Núñez et al. 2007a). 2.2.6.1. Características y selvicultura del Pinus radiata D. Don Pinus radiata D. Don, conocido comúnmente como pino insigne o pino de Monterrey, es una especie arbórea originaria de la costa occidental de los EEUU, siendo su área de distribución natural muy reducida, ya que se ciñe a la costa de California (con tres pequeños núcleos, Swanton, Cambria y Monterrey), al sur de San Francisco y a las islas de Santa Rosa, Santa Cruz y Guadalupe (Dans del Valle et al. 1999). La importante tasa de crecimiento del Pinus radiata junto con la precocidad con la que alcanza su máxima producción en volumen y la calidad aceptable de su madera para diferentes usos han fomentado el empleo de esta especie en repoblaciones en numerosos países y regiones de la zona templada del mundo, siendo Nueva Zelanda uno de los países pioneros en el establecimiento de sistemas silvopastorales con esta especie (Benavides et al. 2009). Pinus radiata D. Don es una especie cuyo porte varía según la espesura en que se haya desarrollado; así, en las repoblaciones artificiales densas suele formar copas estrechas y puntiagudas, coronándose a los 40-50 años. Si el lugar está protegido y el suelo es profundo, la altura de los pies dominantes puede llegar a 40 m, pero en los peores sitios, más expuestos o de suelo superficial no pasa de 10 m. 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). A la hora de plantearse la selvicultura a realizar con esta especie, desde un principio se debe tener presente el tipo de madera que se quiere producir, decisión que condiciona Introducción 31 en núcleos de más de 10.000 habitantes a partir del 31 de diciembre del 2005 (a partir del 2000 para los vertidos en aguas dulces o estuarios). Todo ello ha dado lugar al aumento del número de plantas depuradoras de aguas residuales y, por tanto, de la producción de lodos residuales, que son los residuos que se obtienen una vez que se tratan las aguas residuales urbanas. El empleo de los lodos como abono está promovido por la UE (86/278/CCE) y por la normativa española (R.D 1310/1990) debido a las mejoras físicas del suelo que origina el propio aporte de materia orgánica y al reciclaje de los nutrientes existentes en su composición, como por ejemplo fósforo y nitrógeno (MMA 2006), permitiendo que las sustancias orgánicas presentes en el fertilizante se incorporen al suelo, mejorando la calidad y composición del humus. Así, el aporte de materia orgánica al suelo favorece la formación de agregados (Sort y Alcañiz 1999a), mejorándose la aireación al aumentar la porosidad (Sort y Alcañiz 1999b), la disponibilidad de agua (Navarro et al. 1995) y la capacidad de intercambio catiónico y favoreciéndose la asimilabilidad de los elementos nutritivos por parte de las plantas (Guerrero 1996; Labrador 1996). En España, la cantidad de lodo de depuradora urbana destinada a la agricultura pasó de 314329 a 725428 Mg al año en el periodo comprendido entre los años 2001 y 2005, lo cual significa un incremento del 31 % (PNIR 2006) (Plan Nacional Integrado de residuos). La fertilización orgánica, a diferencia de la inorgánica, proporciona una mayor cantidad de nutrientes al suelo, al mismo tiempo que se produce un reciclaje de los mismos (Mosquera-Losada et al. 2009d). Para establecer la dosis de fertilizante orgánico a aplicar es necesario realizar un análisis del suelo, para conocer qué cantidad de nutrientes se encuentran disponibles en el mismo y estimar la fertilización necesaria para poder alcanzar los niveles de nutrientes esenciales requeridos por las plantas (López-Díaz et al. 2009). La dosis de aplicación del lodo suele calcularse en función de los niveles de nitrógeno del mismo y de la tasa de mineralización (EPA 1994). Por ello se deben aplicar dosis adecuadas de lodo en el momento en el que la absorción por parte de los cultivos sea máxima. Además de la elección adecuada de la dosis de lodo, la fecha de aplicación de este residuo también es importante para optimizar su uso, ya que si el lodo se aplica muy temprano, en invierno, los nutrientes pueden lixiviarse, no siendo absorbidos ni por la raíces del arbolado ni por las del pasto (Rigueiro-Rodríguez et al. 2010a), provocando una contaminación de las aguas, como citan para el País Vasco Egiarte et al. (2005). Por el contrario, si se aplican demasiado tarde, el aprovechamiento de los nutrientes del lodo por parte del pasto se retrasa, lo que podría Introducción 32 limitar su crecimiento y como consecuencia no se podría realizar un aprovechamiento temprano del mismo por el ganado, lo que obligaría a aumentar la cantidad de concentrados en la dieta animal, con el consiguiente incremento de los costes (Peyraud et al. 2004). La Directiva Europea 86/278/CEE establece que, para el uso agrícola de lodos de depuradora urbana, es necesario tener en cuenta, en primer lugar, las necesidades de las plantas y en segundo lugar el contenido en metales pesados del suelo, evitando dañar la calidad y la productividad del mismo, lo que hace preciso realizar análisis edafológicos continuos. De forma general, y una vez aplicado el lodo, esta vigilancia se centra principalmente en los metales pesados, debido a la mayor concentración de éstos en los lodos aplicados que en el suelo, ya que, a determinada concentración, los metales pesados pueden encontrarse disponibles para las plantas, con la posibilidad de entrar en la cadena trófica y producir fenómenos de toxicidad y riesgos para la salud (Binkley et al. 1995; Mosquera-Losada et al. 2009c). El problema de los metales pesados es más importante en suelos ácidos, debido al incremento de la solubilidad de los metales a pH más bajos, facilitando la absorción de estos elementos por parte de las plantas (Smith 1996). A su vez, la absorción por las plantas está condicionada por la concentración y disponibilidad del propio elemento, por la especie vegetal de que se trate y por la interacción con otros elementos (López-Mosquera et al. 2005). Por todo ello, la aplicación excesiva de lodos al suelo podría originar una disminución del rendimiento de los cultivos, así como problemas de toxicidad en los animales o en las personas que consuman sus productos (Mosquera-Losada et al. 2001a; Mosquera-Losada et al. 2009d). En este sentido interesan los lodos procedentes de efluentes urbanos con una preponderancia doméstica igual o superior al 70% del volumen de agua tratado, así como los que se obtengan de efluentes industriales con un origen exclusivamente agroalimentario (Rodríguez-Barreira 2007), ya que ésto limita considerablemente la cantidad de metales pesados existentes en el lodo. Las aguas residuales con un componente industrial superior al 30% y las que proceden de operaciones industriales no agroalimentarias se considera que generan lodos con un mayor contenido en metales pesados, lo que limitaría de forma considerable su empleo agrícola. En España, el Real Decreto 1310/1990 (BOE 1990) recoge la normativa que regula la utilización agrícola de los lodos de depuradora en este país. Establece unos valores límite de concentración de metales pesados en el suelo y en el lodo, similares a los establecidos por la Directiva Europea 86/278/CEE (UE 1986). De este Real Decreto es Introducción 33 especialmente importante, desde nuestro punto de vista, el artículo 3º que señala entre otros aspectos: Los suelos sobre los que podrán aplicarse los lodos tratados deberán presentar una concentración de metales pesados inferior a la establecida en la Tabla 3. Valores límite (mg kg-1) Parámetros Suelos con pH<7 Suelos con pH>7 Cadmio 1 3 Cobre 50 210 Cromo 100 150 Níquel 30 112 Mercurio 1 1,5 Plomo 50 300 Zinc 150 450 Tabla 3. Concentración máxima de metales pesados en suelos susceptibles de ser fertilizados con lodos (BOE 1990). Los lodos tratados a utilizar en los suelos no excederán, en cuanto al contenido en metales pesados, de los valores límite recogidos en la Tabla 4. Valores límite (mg kg-1) Parámetros Suelos con pH<7 Suelos con pH>7 Cadmio 20 40 Cobre 1000 1750 Cromo 1000 1500 Níquel 300 400 Mercurio 16 25 Plomo 750 1200 Zinc 2500 4000 Tabla 4. Concentración máxima de metales pesados en lodos destinados a uso agrícola o forestal (BOE 1990). Las cantidades máximas de lodos que podrán aportarse al suelo por hectárea y año serán las que, de acuerdo con el contenido en metales pesados de los suelos y lodos a Introducción 34 aplicar, no rebasen los valores límite de incorporación de los metales pesados establecidos en la Tabla 5. Parámetros Valores límite (kg ha-1año-1) Cadmio 0,15 Cobre 12 Cromo 3 Níquel 3 Mercurio 0,1 Plomo 15 Zinc 30 Tabla 5. Valores límite de incorporación de metales pesados en suelos basándose en una media de 10 años (BOE 1990). El Real Decreto 1310/1990 (BOE 1990) también establece algunas prohibiciones como: “Aplicar lodos tratados en praderas, pastizales y demás aprovechamientos a utilizar en pastoreo directo por el ganado, con una antelación menor de tres semanas respecto a la fecha de comienzo del citado aprovechamiento directo”. 2.3.1.1.1 Efectos de la adición de lodo sobre las propiedades químicas del suelo • El efecto del aporte del lodo de depuradora urbana sobre el pH del suelo depende del tipo de lodo que se emplee y del suelo en el que se aplique. Numerosos autores han descrito el incremento de pH al aplicar lodos de depuradora urbana (Rigueiro-Rodríguez et al. 2004b; Rigueiro-Rodríguez et al. 2005c), principalmente en suelos ácidos, debido al aporte de cationes que se realizan, en especial calcio (López-Díaz et al. 2007; Rodríguez-Barreira 2007). En cambio, en suelos neutros o básicos ese incremento de pH no llega a ser relevante debido a las mayores concentraciones de calcio existentes en los suelos de partida (O´Riordan et al. 1987; Mosquera-Losada et al. 2006; Cucci et al. 2008). Efectos del aporte del lodo sobre el pH Introducción 35 • Hay que tener presente que las aplicaciones sucesivas de lodo al suelo (AndradeCouce et al. 1985a), así como el aumento de la dosis aplicada de este residuo (Canet et al. 1996) puede provocar un incremento en el contenido de materia orgánica en el mismo, dependiendo del tipo de suelo al se aportan estos lodos. Así, en experiencias llevadas a cabo en terrenos agrícolas se encontró un aumento en los niveles de materia orgánica con la aplicación de lodo durante un año (Díaz-Lozano 2003), mientras que en terrenos de monte ese efecto no se muestra de forma tan clara, debido a que en este último caso el aporte de materia orgánica es pequeño en relación a la existente previamente en el suelo (López-Díaz et al. 2007). Efectos del aporte del lodo sobre la materia orgánica en el suelo • En general la capacidad de intercambio catiónico de un suelo puede verse mejorada tras el aporte de lodo, sobre todo en suelos arenosos, y en aquellos en los que los aportes provocan un incremento del contenido de materia orgánica (Piccolo et al. 1992). Sin embargo, también existen suelos en los que esto no ocurre debido a la rápida mineralización del lodo o a que el suelo donde se aporta posee una elevada proporción de materia orgánica en comparación a la aplicada con el lodo (Bolt et al. 1976; Giusquiani et al. 1995; Gigliotti et al. 2001). En Galicia, se han encontrado ambas situaciones, ya que la aplicación de lodo ocasionó incremento en los niveles de materia orgánica en el suelo un año después de su aporte en terrenos agrícolas (Díaz-Lozano 2003; Mosquera-Losada et al. 2006) pero no en terrenos de monte (López-Díaz et al. 2007). Efectos del aporte del lodo sobre la capacidad de intercambio catiónico del suelo • Autores como Andrade-Couce et al. (1985a) y López-Díaz et al. (2007) han señalado una reducción en la presencia de aluminio en el complejo de cambio en suelos ácidos tras la aplicación de lodo de depuradora como fertilizante, debido a los aportes de calcio que se producen con este residuo, lo que no sucede en suelos que no son ácidos, en los que el porcentaje de saturación de aluminio es reducido. Efectos del aporte del lodo sobre la saturación de aluminio en el complejo de cambio Introducción 36 • La aplicación de lodo como fertilizante produce un incremento en el contenido de calcio total e intercambiable en el suelo, debido al aporte de este elemento y al incremento del pH que mejora su disponibilidad (García et al. 1986). Experiencias realizadas por Andrade-Couce et al. (1985a) con lodos de depuradora urbana en suelos agrícolas, y por Rigueiro-Rodríguez et al. (2010) en suelos de monte, muestran un aumento del calcio en el suelo al emplear este residuo como fertilizante. Efectos del aporte del lodo sobre el contenido de calcio en el suelo • Uno de los principales problemas del uso de lodos de depuradora urbana en agricultura está relacionado con el mayor nivel de metales pesados que poseen en comparación con el suelo (López-Mosquera et al. 2005; Mosquera-Losada et al. 2009c). Si bien los suelos tienen cierta capacidad para retener contaminantes, cuando esta capacidad se excede, se pueden provocar daños a los recursos naturales tales como aguas superficiales y subterráneas, así como a plantas y animales (Calmano et al. 2001). Los metales pesados son conocidos carcinogénicos que pueden provocar fuertes alteraciones en la fisiología y funcionamiento de plantas y animales (López-Mosquera et al. 2005). Efectos del aporte del lodo sobre el contenido de metales pesados en el suelo Por otra parte y según McGrath et al. (1995), los metales pesados contenidos en el lodo pueden actuar como contaminantes en el suelo reduciendo la riqueza de microorganismos y causando problemas en la fertilidad. Por ello, el aporte de lodos de depuradora urbana está regulado tanto a nivel europeo (86/278/CEE) como nacional (RD 1310/90), siendo mucho más restrictivas estas regulaciones en el caso de los suelos ácidos, debido al incremento de la disponibilidad de los metales en estos suelos (Fig. 5) que se produce cuando el pH pasa de básico a ácido (Sauvé et al. 2000; Porta et al. 2003). El efecto del lodo de depuradora sobre los niveles de metales pesados en el suelo depende de la calidad del lodo, es decir de la concentración de metales pesados del mismo (Mosquera-Losada et al. 2009d). Así, el lodo suele tener mayores niveles de metales pesados (Cr, Zn, Cu, Hg, Cd, Ni y Pb) que los suelos en los que se aplican, sobre todo los de mayor concentración (Zn, Cu y Cr, por ese orden) (Smith 1996; Mosquera-Losada et al. 2005 a y b), aunque también los que están presentes en menor concentración, como es el caso del Cd, Pb y Hg (Mosquera-Losada et al. 2009d). Introducción 37 Fig. 5. Efecto del pH sobre la disponibilidad de nutrientes. La mayor disponibilidad de nutrientes para la planta se da a pH de 7,0 o cerca de la neutralidad y disminuye considerablemente cuando el pH baja a niveles de 6, tal es el caso de potasio, magnesio, azufre, y molibdeno (Porta et al. 2003). En general el aporte de lodo durante períodos de tiempo prolongados provoca aumentos del contenido de cobre, zinc y plomo (Andrade-Couce et al. 1985b; Quinteiro-Rodríguez 1994; Canet et al. 1998; Mosquera-Losada et al. 2009d), cromo (Kabata y Pendías 1985), cadmio (Canet et al.1998) y níquel (Canet et al. 1996). Sin embargo, este aumento depende del tipo de suelo, de las condiciones iniciales del suelo, del tipo de lodo y de la concentración de metales en el mismo. La respuesta de las concentraciones de metales en el suelo también depende de las condiciones climáticas y meteorológicas, ya que éstas afectan a la tasa de incorporación y de mineralización del lodo, procesos que se ven influenciados por las variaciones de precipitación y temperatura. La aplicación de lodos de depuradora urbana produce un incremento en el contenido total de cobre en el suelo, aunque si la presencia de este elemento en el lodo Introducción 38 es muy reducida las variaciones edáficas pueden ser muy pequeñas (QuinteiroRodríguez 1994). En todo caso, la proporción que se encuentra en forma asimilable con respecto al total es pequeña (Kabata y Pendías 1985; Kabata 2001; Virgel-Mensaka 2002), ya que se encuentra en su mayor parte ligado a la materia orgánica (AndradeCouce et al. 1985b; Canet et al. 1998; Quinteiro-Rodríguez et al. 1998), y presenta cierta facilidad para ser lavado fuera del perfil cuando se registran precipitaciones (Kabata y Pendías 1985; Loué 1988; Kabata 2001). El aporte de lodo como fertilizante en suelos ácidos incrementa también la cantidad de zinc en suelo (López-Díaz et al. 2007) a pesar de la incorporación de materia orgánica que se realiza (Estévez et al. 1998), incrementándose además la fracción asimilable (O´Riordan et al. 1994; Taylor et al. 1995; Krebs et al. 1998), mientras que en suelos básicos el aporte de lodo no modifica los valores de zinc asimilable (Canet et al. 1998), debido a su menor disponibilidad en este tipo de suelos. Estudios llevados a cabo en suelos de monte en Galicia por López-Díaz (2004) mostraron un incremento del contenido de cromo en suelo al aplicar lodo de depuradora urbana como fertilizante, respuesta también citada por Andrade-Couce et al. (1985c), Quinteiro-Rodríguez (1994) y Canet et al. (1998), debido a los aportes que se realizan, ya que el cromo ocupa el tercer lugar (después de Zn, Cu) en cuanto al contenido de metales pesados en los lodos (Mosquera-Losada y Rigueiro-Rodríguez 2002), no modificándose prácticamente la proporción disponible para las plantas (Smith 1996; Quinteiro Rodríguez 1994; Canet et al. 1998). Por otra parte, una de las principales vías de entrada de cadmio en el suelo es la utilización de abonos fosforados ricos en este elemento, así como el empleo de los lodos de depuradora como fertilizante (Barbarick et al. 1998; Canet et al. 1998), lo que ha obligado a introducir medidas reguladoras. La aplicación de lodo como fertilizante mejora la disponibilidad del cadmio en suelos ácidos, incluso cuando se produce una elevación del contenido en materia orgánica y del pH (Canet et al. 1996; Williams et al. 1997; Canet et al. 1998; Krebs et al. 1998). Por otro lado, el plomo suele ligarse a la materia orgánica (Barbarick et al. 1998; Canet et al. 1998; Illera et al. 1999) por lo que es común encontrar disponibilidades reducidas tras los aportes de lodo, principalmente en la zona de aplicación (O´Riordan et al. 1994; Barbarick et al. 1998). Si bien, diferentes autores han observado un incremento de los niveles de plomo en suelo al aplicar lodo como fertilizante en suelos Introducción 39 básicos (El-Demerdashe et al. 1995), neutros (Barbarick et al. 1998) y ácidos (AndradeCouce et al. 1985c; Taylor et al. 1995). La aplicación de fertilizantes orgánicos también incrementa la presencia de níquel en el suelo (Canet et al. 1996; López-Díaz 2004), sobre todo en la zona en la que el lodo se incorpora (Alloway 1995; Berti y Jacobs 1998). La asimilabilidad depende del pH inicial del sustrato; en suelos ácidos el lodo incrementa la disponibilidad de níquel (Barbarick et al. 1998), aún cuando se produce una elevación de pH (Andrade-Couce et al. 1985b; Tsadillas et al. 1995; López-Díaz 2004), mientras que en suelos neutros o básicos la variación tiende a ser nula (Williams et al. 1997; Canet et al. 1998), siempre y cuando no se incremente la acidez y se facilite la extracción de este nutriente por las plantas (Tsadillas et al. 1995). 2.3.1.1.2. Efectos de la adición de lodo sobre el crecimiento del árbol El efecto del aporte de lodos sobre el crecimiento de la planta forestal depende de la fertilidad inicial del suelo. Así, en estudios llevados a cabo con Pinus radiata D. Don en zonas en donde se aplicaban diferentes dosis de lodos de depuradora urbana, el arbolado se vio afectado positivamente en terreno agrícola arenoso (Mosquera-Losada et al. 2006), debido a la mejora en la capacidad de retención de agua que provocó. Por el contrario, la respuesta del arbolado al aporte de lodos fue negativa en suelos de monte con importante acidez, ya que al mejorar el pH del suelo y liberar nutrientes favoreció un incremento de la producción de pasto (López-Díaz et al. 2007) y por tanto la competencia pasto-arbolado. 2.3.1.1.3. Efectos de la adición de lodo sobre el crecimiento del pasto Existen diversas investigaciones relacionadas con la fertilización con lodo y la producción de pasto en Galicia (Mosquera-Losada et al. 2006; López-Díaz et al. 2007; Rigueiro-Rodríguez et al. 2008) y en otras partes del mundo (Sibbald et al. 2001; Etienne 2005; Pontes et al. 2007). Como ya se ha indicado la producción de pasto en los sistemas silvopastorales depende de la cobertura y de la especie forestal, cuya morfología puede contribuir a la interceptación de luz y de precipitación en mayor o menor medida. El efecto de la fertilización con lodo sobre la producción de pasto en sistemas agroforestales depende de la capacidad de desarrollo del pasto, que se ve afectada por la cantidad de luz y agua que le llega y por tanto por la cobertura forestal. En sistemas silvopastorales muy densos o con coberturas elevadas la respuesta del pasto Introducción 40 a la fertilización está muy mermada debido a la falta de luz (Siva-Pando y RozadosLorenzo 2002). En plantaciones jóvenes o con coberturas reducidas, la producción de pasto en un sistema silvopastoral con Pinus radiata D. Don se vio favorecida por el aporte de dosis próximas a un aporte de 160 kg de N total por hectárea (Mosquera-Losada et al. 2001a y b, López-Díaz et al. 2007; López-Díaz et al. 2009) en suelos forestales y en suelos agrícolas (Mosquera-Losada et al. 2006), si bien hay años con cosechas en las que no se ve afectado porque las condiciones meteorológicas no son adecuadas para el desarrollo del pasto, mermando su respuesta. 2.3.1.1.4. Efectos de la adición de lodo sobre la composición botánica del pasto En general, el empleo de lodos de depuradora incrementa la presencia de las especies sembradas en el pasto (Mosquera-Losada et al. 2001c; López-Díaz 2004), que son más exigentes en fertilidad edáfica, con lo que se mejora la calidad y productividad del mismo (Mosquera-Losada et al. 1999b, 2001b). La respuesta es mayor en el caso de las gramíneas que en el de las leguminosas, ya que las primeras se benefician de los aportes de nitrógeno, perjudicándoles a las segundas dosis superiores a 120 kg N ha-1 (González 1992; López-Díaz et al. 1999a). En estudios realizados por Mosquera-Losada et al. (2009c) en sistemas silvopastorales establecidos con Pinus radiata D. Don se encontró un aumento del número de especies vegetales vasculares después de seis años debido a los aportes de lodo de depuradora urbana que se hicieron al suelo. 2.4. FIJACIÓN DE CARBONO El clima ha sido un importante hilo conductor del asentamiento del ser humano, factor decisivo en la desaparición de civilizaciones y condicionante del cambio del nomadismo al sedentarismo; en consecuencia, determinante principal de la alimentación del hombre y, en último término, de la agricultura (Pardos-Carrión 2010). El estudio experimental del clima y los resultados del análisis del inmenso aporte de los registros meteorológicos, han revelado en los últimos años un calentamiento global ligado al incremento de CO2 atmosférico (Weart 2008). La celebración de la primera Conferencia Mundial sobre el Clima en el año 1979 reconoce por primera vez que el cambio climático supone un grave problema, llevándose a cabo desde ese momento acciones de diversa índole dirigidas al estudio y mitigación de los efectos antropogénicos relacionados con este fenómeno. Una de estas acciones fue la creación Introducción 47 Fig. 8. Potencial de captación de carbono por la biosfera terrestre. Donde: PPB = Producción Primaria Bruta; PNP = Producción Neta Primaria; PNE = Producción Neta de Ecosistema y PNB = Producción Neta de la Biosfera (IPCC 2000). La biosfera terrestre en su conjunto ha ganado carbono durante los años ochenta y noventa, es decir, que el CO2 liberado por los cambios en el uso de la tierra (deforestación, fundamentalmente) fue más que compensado por otras zonas de absorción (IPCC 2001). El carbono es almacenado por la biosfera tanto en forma de vegetación como en forma de carbono orgánico en el suelo. El reconocimiento expreso en los artículos 3.3 y 3.4 del Protocolo de Kyoto, sobre el papel que representan el uso del suelo, el cambio en el uso del suelo y la forestación y selvicultura ha despertado un interés muy elevado desde un punto de vista selvícola, al entenderse que se abre un enorme abanico de alternativas para incrementar la fijación de carbono, mediante la gestión forestal (Nair et al. 2008). La vegetación, a través de los ciclos elementales de la fotosíntesis, transforma energía solar en química absorbiendo CO2 del aire, para fijarlo en forma de biomasa, y libera a la atmósfera oxígeno. Los bosques, en particular, siguiendo ese ciclo Introducción 48 bioquímico, juegan un papel importante en el ciclo global del carbono ya que, intercambian carbono con la atmósfera a través de la fotosíntesis y la respiración, son fuente de emisión de carbono cuando son perturbados por causas naturales o antrópicas (destrucción, quema, tala) y por otro lado, almacenan grandes cantidades de este elemento en su biomasa (tronco, ramas, corteza, hojas y raíces) y en el suelo (mediante su aporte orgánico), actuando como sumideros cuando se favorece su crecimiento y desarrollo. Debido a la gran cantidad de biomasa acumulada en los bosques, éstos constituyen una de las grandes reservas de carbono del planeta (Montero et al. 2005). El secuestro de carbono (resultado de las diferencias entre el CO2 atmosférico absorbido durante el proceso de fotosíntesis y el CO2 emitido a la atmósfera durante la respiración) es convertido en biomasa, y como regla general oscila entre el 45-50% del peso seco de un árbol (Pardos-Carrión 2010). Mientras el árbol está vivo, y hasta que alcanza su fase adulta, el almacenamiento es acumulativo con el crecimiento y con el transcurso del tiempo, por lo que las plantaciones resultan un mecanismo muy atractivo y efectivo para mitigar el incremento de CO2 atmosférico (Appels 2001). Actualmente es ampliamente reconocido que los ecosistemas forestales pueden ayudar a reducir los impactos del cambio climático con un secuestro de carbono anual global estimado en 2 PG C (Richards y Stokes 2003), estimándose que, entre los ecosistemas del mundo, los bosques son los mayores almacenes de carbono, estimándose que cerca del 40% del carbono total es almacenado en los ecosistemas terrestres (Jandl 2001). El contenido de carbono en la biomasa arbórea de España para el año 2004 se cifraba en aproximadamente 78 millones de toneladas, de las cuales un 62,8% le corresponderían a las masas de frondosas y un 36,8% a las de coníferas, quedando el 0,4% fijado en el grupo de especies denominado laurisilva fayal-brezal (Montero et al. 2005). En definitiva, el cambio de uso de la tierra (forestación frente a deforestación) y los bosques (conservación, crecimiento y aprovechamiento) constituyen potenciales sumideros versus fuentes de CO2 a la atmósfera (De Sherbinin 2002; Pardos-Carrión 2010). Introducción 49 2.4.3. SISTEMAS SILVOPASTORALES: COMPONENTES Y RELACIÓN CON EL CARBONO Los cambios de uso de la tierra (forestaciones versus deforestaciones), los incendios forestales, las variaciones de temperatura y precipitaciones, las características edáficas, tanto a escala temporal como espacial, la heterogeneidad del territorio, la condición de tratarse de masas de coníferas o de frondosas, son todos ellos factores con efectos sobre el contenido y flujo de carbono desde los suelos a la atmósfera y viceversa (PardosCarrión 2010). En las Directrices del IPCC (2006) para los inventarios nacionales de gases de efecto invernadero se presentan instrucciones para el cálculo pormenorizado de las emisiones de dióxido de carbono (CO2), metano (CH4), óxido nitroso (N2O), halocarburos (HFC, PFC), hexafluoruro de azufre (SF6), trifluoruro de nitrógeno (NF3), trifluorometil pentafluoruro de azufre (SF5CF3), precursores del ozono y aerosoles. El potencial de secuestro de carbono de una masa forestal dependerá de la composición de especies, de su estructura y edad, características de la estación, incluyendo clima y suelos y gestión (Fernández-Núñez et al. 2010; Pardo-Carrión 2010). Los procesos de captura-emisión de CO2 en un bosque constituyen un sistema complejo formado por tres grupos generales de almacenamiento de carbono: biomasa aérea, biomasa radical y suelo (Montero et al. 2005), los cuales experimentarán variaciones anuales en el balance de carbono, dependientes del clima y nivel de aprovechamiento, de ahí la importancia de evaluar periódicamente el contenido en carbono tanto en la biomasa vegetal como en el suelo y la hojarasca (Pardo-Carrión 2010). Dentro de un sistema silvopastoral podemos considerar los siguientes componentes o compartimentos a la hora de estudiar el papel que cada uno de ellos desempeña dentro del balance de carbono: la cubierta arbolada, el pasto, los animales y el suelo (Fernández-Núñez et al. 2010). ◊ Compartimento árbol Para la estimación del carbono almacenado en el componente árbol del sistema agroforestal debemos multiplicar la biomasa del árbol o sus componentes por la El árbol es el componente del sistema agroforestal que maximiza la capacidad de secuestrar carbono dentro de este tipo de sistemas, en comparación con sistemas exclusivamente agrícolas (Nair et al. 2008). Introducción 50 concentración de carbono en cada componente. Existen varios métodos de estimación de la biomasa aérea del árbol (Pardé 1980), como son el método del árbol medio, el de corta etc., siendo el método de muestreo el más generalizado (Montero et al. 2005; Gordon et al. 2005), cuya metodología consiste en cortar, trocear y pesar por separado todas las fracciones de un árbol (fuste, ramas, hojas o acículas) y obtener funciones de regresión para cada fracción de biomasa que relacionan su peso seco con su diámetro normal. Balboa (2005), mediante el método de muestreo generalizado, ha estimado la concentración de carbono para los diferentes componentes de las diferentes especies forestales tal y como vemos en la Tabla 6, pudiendo considerarse un contenido medio de carbono de un 50% (Merino et al. 2003; Montero et al. 2005). Madera Corteza Ramas gruesas Ramas finas Ramillos Acículas hojas Pinus radiata 0,504 0,541 0,513 0,525 0,532 0,527 Pinus pinaster 0,471 0,508 0,479 0,505 0,497 0,497 Eucaliptus globulus Quercus robur 0,452 0,484 0,425 0,512 0,455 0,484 0,451 0,502 0,464 0,507 0,520 0,503 Tabla 6. Media de las concentraciones de carbono (mg gr-1) en los diferentes componentes de Pinus pinaster, Pinus radiata, Eucalyptus globulus y Quercus robur (Balboa 2005). Teniendo en cuenta estos cálculos (biomasa y concentración de carbono), autores como Pérez-Cruzado et al. (2006) cifran la acumulación de carbono en la biomasa aérea de Pinus radiata sobre antiguos terrenos agrícolas de Galicia en 5,7 Mg ha-1 año-1 y para Eucalyptus spp. en 14,8 Mg ha-1 año-1, mientras que otros autores estiman dichas acumulaciones en 3,9 y 5,5 Mg ha-1 año-1 cuando ambas especies se establecen en terrenos de monte (Merino et al. 2003; 2005), debido a la menor tasa de crecimiento anual por la peor calidad de estación. Por otra parte, existe otro compartimento que deriva del componente arbolado que debemos tener en cuenta al realizar el balance del ciclo de carbono, como es el mantillo o pinocha (en el caso de que su procedencia sea del pino) que se acumula en el sotobosque y en la parte superior del suelo, y que en el caso de las coníferas, tendrá una mayor importancia dentro del balance de carbono, ya que su degradación e incorporación al suelo es más lenta que en el caso de las frondosas a causa de su diferente composición (Prescott et al. 2000). En este caso, se suele estimar el carbono contenido en el mantillo en un 10% del contenido en la biomasa viva (Rodríguez- Introducción 51 Murillo et al. 2001) aunque para determinadas especies como Pinus pinaster, Pinus radiata y Eucalyptus globulus se ha estimado en un 18,90%, 33,65%, 5,62% del peso de la biomasa aérea, respectivamente (Balboa 2005). Además, para Eucalyptus spp y Pinus radiata se estima que el contenido de carbono en el mantillo originado por estas especies aumenta con la edad, aunque tiende a estabilizarse a partir de los 10 años en el caso del eucalipto, y a partir de los 20 años en el caso del pino, alcanzando esta última especie valores medios entre 18 y 36 Mg C ha-1 año-1 y de 1,53 Mg C ha-1 año-1 para el eucalipto (Pérez-Cruzado et al. 2006). ◊ Compartimento pasto o cultivo agrícola Las especies arbustivas secuestran más carbono que las especies herbáceas (Mosquera-Losada et al. 2011b). Sin embargo, el riesgo de incendio es mayor en sistemas silvopastorales con vegetación arbustiva que herbácea, y también son mayores las emisiones de carbono producidas por la quema de las especies leñosas. Esto hace que la presencia de un sotobosque arbustivo en los países mediterráneos del sur de Europa o de la región biogeográfica atlántica sea muy peligrosa, debido a los veranos secos y por tanto al importante riesgo de incendio (Rigueiro-Rodríguez et al. 2009c). La prevención de incendios forestales mitigaría la emisión de carbono (Burley et al. 2007). Los pastos presentan una elevada capacidad de fijar carbono, aunque por lo general menor que la del arbolado (Fernández-Núñez et al. 2010), debido a la mayor altura y profundidad radical de este último componente forestal (Minani et al. 1993). El componente pasto o cultivo en los sistemas agroforestales europeos puede estar constituido por cultivos (cereales o leguminosas) en los sistemas silvoarables, o por pasto herbáceo o arbustivo en los sistemas silvopastorales (Mosquera-Losada et al. 2011b). La capacidad del pasto herbáceo perenne o arbustivo para almacenar carbono es muy superior a la de los cultivos agrícolas, debido, por un lado, al laboreo recurrente que se produce en este último caso (Nair et al. 2008) y por otro a la mayor capacidad de las especies perennes y arbustivas de almacenar, durante periodos de tiempo más prolongados, el carbono en sus tejidos, debido al mayor desarrollo de sus raíces en volumen y profundidad (Jobbagy y Jackson 2000), incrementándose la acumulación de carbono en el suelo y por lo tanto el aporte de materia orgánica al perfil edáfico (Sanderson y Wätzold 2010). El pasto está 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 Introducción 52 árboles sobre la pradera puede mitigar este efecto en comparación con sistemas ganaderos basados en el pastoreo en los que no hay arbolado (Fernández-Núñez et al. 2010). Además, la presencia de ganado en un sistema silvopastoral favorece el ciclo de nutrientes del suelo, debido a la deposición de heces y orina sobre el mismo (MosqueraLosada et al. 2011b). ◊ Compartimento animal Los animales domésticos como vacas, cabras, ovejas, cerdos y caballos contribuye a la contaminación atmosférica a través de la emisión de metano y óxido nitroso, gases asociados a la dieta de los animales y al manejo del estiércol (Herrero y Gil 2008). El metano se forma en procesos de fermentación anaerobia que tienen lugar en los animales (fermentación entérica) y en el estiércol, pero también de la fermentación de material celulósico en arrozales y terrenos pantanosos, o se libera por fugas en los yacimientos de energía fósil (gas natural, gas grisú), 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. El potencial de absorción de radiación del metano es aproximadamente 21 veces superior al del CO2 (Moss et al. 2000). El N2O presenta un tiempo de residencia en la atmósfera de 114 años, contribuyendo además a la disminución de la capa de ozono (IPCC 2006). En los últimos años se ha producido un considerable debate y una creciente preocupación en torno al incremento de las emisiones de gases de efecto invernadero, como resultado de la actividad humana en general, y de la ganadería en particular. Entre los sistemas de producción ganadera más implicados en estas emisiones se encuentran los rumiantes (De Blas et al. 2008). La contribución relativa de las principales fuentes de metano se presenta en la Fig. 9, en donde puede apreciarse como la ganadería es responsable en España de una parte significativa de las emisiones de metano (del orden del 60% del total, incluyendo tanto la fermentación entérica como la gestión del estiércol) (MMA 2007a). Introducción 53 36,2% 31 % 23,8% 5% 2,9% 0,8% Fermentación entérica Vertederos, tratamientos de aguas residuales y otros residuos Gestión del estiércol Fugas de los combustibles Actividades de combustión energética Arrozales Fig. 9. Componentes de las emisiones de metano a la atmósfera (%) (MMA 2007a). El IPCC (2006), en el marco del compartimento animal, estudia las emisiones de metano procedentes de la fermentación entérica y del manejo del estiércol, así como las emisiones de óxido nitroso durante el periodo de tiempo en el que los animales permanecen estabulados y en pastoreo (computándose éstas últimas en el apartado suelo, teniendo en cuenta la cantidad anual de nitrógeno de la orina y del estiércol depositados por los animales sobre el pasto). El metano procedente de la fermentación entérica en los herbívoros es una consecuencia del proceso digestivo durante el cual los hidratos de carbono se descomponen por la acción de microorganismos en moléculas simples absorbidas por la sangre. En condiciones normales, los rumiantes son alimentados con forrajes, en cuya composición entra la 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 incluyen mecanismos de competencia 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 (ganado vacuno, caprino 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 metano mucho menor que cuando ésta sucede en el rumen (Berra y Finster 2002). La cantidad de metano liberada depende del tipo, edad y peso del animal, así como de la cantidad y calidad del forraje ingerido. Introducción 54 El metano procedente del manejo del estiércol En Galicia se han estimado 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, vacas de leche y vacas de carne, obteniéndose un aumento de las emisiones relacionado con el incremento de la cabaña vacuna no lechera y del ganado ovino. 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. 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 orgánica tiende a producir metano. La composición del estiércol, que depende de la dieta de los animales, también afecta a la cantidad de metano producida, cuanto mayor es el contenido energético y la digestibilidad del alimento mayor es el potencial de emisión de metano. El suelo se considera el único almacén significativo de metano (Mosier et al. 1993), estimándose que la concentración atmosférica sería el doble sin este sumidero (Ojima et al. 1993). ◊ Compartimento suelo El carbono orgánico en el suelo constituye aproximadamente dos tercios del carbono secuestrado en los ecosistemas terrestres (Lal 2005; Dresner et al. 2007), debido a su capacidad para incorporar carbono (a través de la fijación en biomasa y fijación de N2O) y a que pueden llegar a ser fuente de CO2 si la tasa de descomposición de la materia orgánica supera a la de producción primaria neta de carbono (Houghton 2003). La expresión “carbono en el suelo” se refiere, en sentido estricto, al contenido en su materia orgánica (carbono orgánico) y no comprende el carbono contenido en la hojarasca o mantillo; resultando de la diferencia entre la aportación de restos orgánicos de los seres vivos y su pérdida por la actividad respiratoria en el suelo causante del flujo de CO2 a la atmósfera (Pardos-Carrión 2010). La cantidad de carbono acumulado en el suelo depende de las condiciones edafoclimáticas, ya que de ellas depende el incremento o la reducción de: a) los inputs de materia orgánica al perfil edáfico, b) la tasa de incorporación de la materia orgánica en el suelo y c) la tasa de mineralización de la materia orgánica (Nieder et al. 2003). El Introducción 55 potencial de secuestro de carbono depende de las características físicas del suelo, así suelos con un elevado contenido en arcilla incrementan la retención de carbono en el humus. Los inputs de materia orgánica generalmente crean un gradiente de carbono desde las capas superficiales del suelo hacia las más profundas del perfil edáfico (Howlett et al. 2011). La temperatura y la humedad son los principales factores que influyen en la incorporación y en la mineralización de la materia orgánica en el suelo (Theng et al. 1989). Así, si las condiciones de temperatura y humedad son óptimas para el desarrollo de la biomasa aérea del sotobosque, siendo este el caso del clima atlántico, los inputs de materia orgánica serán mayores que en climas con peores condiciones climatológicas, como sucede en las regiones de clima mediterráneo (Pardos 2010). En muchos de los sistemas forestales la mayor parte del carbono orgánico se acumula en el suelo, donde parte de éste puede residir durante cientos de años (Bouwman 1990). Más de la mitad del carbono asimilado por la planta es transferido al suelo a través del sistema radical. Sistemas radicales voluminosos y que penetren a mayor profundidad en el perfil edáfico contribuirán en mayor medida en la acumulación de carbono en el suelo que las raíces finas y poco desarrolladas en profundidad (Jobbagy y Jackson 2000; Nair et al. 2009a; Haile et al. 2010). Por otro lado, en el suelo se distinguen tres tipos de emisiones (IPCC 2006): - Las emisiones directas de N2O procedentes de los suelos agrícolas, en las que se incluyen los sistemas de producción en invernadero y se excluyen los efectos del pastoreo de los animales. - Las emisiones directas de N2O procedentes de los suelos dedicados a la producción animal - Las emisiones indirectas de N2O procedentes del nitrógeno utilizado en la agricultura. En el suelo existen diferentes formas de carbono libre, las orgánicas, procedentes en último caso del carbono previamente almacenado en la biota y las inorgánicas, una parte de las cuales se ha originado por la carbonatación del calcio liberado en los procesos de alteración mineral por el CO2 atmosférico o el liberado por la respiración de los diferentes organismos del suelo, esto permite poder secuestrar carbono, tanto directamente en el suelo como indirectamente a través del compartimento biótico (Macías et al. 2005). En el caso de zonas húmedas, como Galicia, no se produce acumulación de carbono inorgánico en los suelos, por lo que este mecanismo no puede ser tenido en cuenta, pero, al entrar el carbono exclusivamente por vía orgánica, son las Introducción 56 interacciones suelo-planta y los posibles aportes de materia orgánica al suelo los procesos que deben ser considerados (Macías et al. 2005). La cantidad de carbono contenido en los suelos de España se cifra en 3700 Tg, siendo el valor medio de carbono de 76 Mg C ha-1 (Rodríguez-Murillo et al. 2001). Según este mismo autor, los suelos forestales y no cultivados, que representan el 45% de la superficie total, acumulan el 50% del carbono total contenido en los suelos. Macías et al. (2001) estiman un valor medio del carbono contenido en los suelos de Galicia de 150 Mg C ha-1. Los suelos forestales y no cultivados, que constituyen el 80% de la superficie de Galicia, representan alrededor del 95% del carbono acumulado en el suelo. Por otro lado, estudios realizados en diferentes zonas de Galicia han permitido afirmar que los suelos cultivados tienen entre un 30 y un 50% menos de carbono que los suelos con vegetación natural o forestal bajo las mismas condiciones climáticas y litológicas (Macías y Calvo de Anta 2001). El planteamiento de que el secuestro del carbono atmosférico en la materia orgánica del suelo pudiera contribuir significativamente a los esfuerzos de adhesión del Protocolo de Kyoto, y dado que la respiración en el suelo es un importante componente de la producción neta del ecosistema, ha dado lugar al desarrollo de investigaciones en las que se han estudiado los efectos de muy diversos factores (temperatura, humedad y textura del suelo, relación C/N, masa radicular, tipo de bosques, especies) sobre el contenido y flujo de carbono del suelo y sobre su evolución espacial y temporal (Freibauer et al. 2004), dando importancia a la evaluación del tiempo de duración del secuestro, o longevidad esperada del mismo, dependiente de la tasa de acumulación, y el nivel máximo de carbono alcanzado, es decir el nivel de saturación del suelo, que es función del tiempo y del tipo de suelo. Estas estrategias de secuestro de carbono dependen de los ecosistemas manejados; así, en pastizales se han estimado tiempos de secuestro de 33 años, siendo mucho menores en cultivos, aunque variables según la intensidad y el tipo de prácticas agronómicas aplicadas (fertilización, riego, enmiendas, intensidad de rotación de cultivos, tipo de labranza). Por ello, aunque la saturación de carbono de la fracción mineral del suelo requiere mayor conocimiento, la estima de los parámetros mencionados resulta de utilidad ante posibles cambios de uso de la tierra que pueden conducir a variaciones en el secuestro de carbono en el suelo y, por tanto, influir en la mitigación del dióxido de carbono atmosférico (West y Six 2007). Material y métodos 62 A partir de todas estas variables se ha realizado el balance hídrico correspondiente a la zona según la metodología recogida por Carballeira et al. (1983). Para ello se ha considerado una capacidad de retención del suelo de 100 mm (Tabla 8). Meses Pm ETP D s d Enero 119 10,10 219 109,27 Febrero 72 18,27 172 53,64 Marzo 80 39,03 180 41,06 Abril 129 58,86 229 69,77 Mayo 77 84,53 177 Junio 29 95,48 129 Julio 29 99,84 129 Agosto 32 87,16 132 Septiembre 67 52,99 167 14,10 Octubre 151 33,15 251 118,21 Noviembre 148 11,33 248 136,22 Diciembre 139 8,25 239 130,66 Tabla 8. Balance hídrico de la zona de estudio. Donde: 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 mayo, junio, julio y agosto, pero sin registrarse déficits hídricos, por lo que el desarrollo vegetal no se vería limitado por condiciones de sequía. 3.1.3.4. Diagramas bioclimáticos 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; donde: • 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. Material y métodos 63 - 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) Si Cp > 1, la producción se encontrará limitada únicamente por la temperatura, ya que se consideran iguales IBR e IBP pues la intensidad real nunca puede ser mayor que la potencial. Si 1> Cp >0 la limitación hídrica es parcial y la actividad vegetativa se encuentra limitada, reduciéndose la producción real (IBR) con respecto a la potencial (IBP). - Intensidad bioclimática seca (IBS): se produce cuando existe una limitación hídrica total (D<e) lo que da lugar a una paralización vegetativa. En este caso la intensidad bioclimática será negativa. - Intensidad bioclimática condicionada (IBC): ésta se produce cuando, tras un período de sequía y una vez compensados los déficits hídricos, la producción se encuentra limitada en aquellas especies cuya recuperación hídrica es lenta (arbolado). Los resultados de los cálculos anteriores para la zona de estudio se exponen en la Tabla 9. Meses Cp IBP IBS IBR Enero 26,91 -0,41 -0,41 Febrero 11,51 -0,15 -0,15 Marzo 5,52 0,10 0,10 Abril 4,61 0,26 0,26 Mayo 2,36 0,90 0,90 Junio 1,43 1,53 1,53 Julio 1,36 1,75 1,75 Agosto 1,64 1,86 1,86 Septiembre 3,69 1,40 1,40 Octubre 9,23 0,82 0,82 Noviembre 27,06 0,00 0,00 Diciembre 35,94 -0,37 -0,37 TOTAL -0,93 8,63 Tabla 9. Coeficiente de pluviosidad (Cp) e intensidades bioclimáticas potencial (IBP), seca (IBS) y real (IBR) mensuales y anuales de la zona de estudio. Material y métodos 64 Una vez determinadas las intensidades bioclimáticas se elaboró el diagrama bioclimático (Fig. 13) en el cual se observa que el desarrollo de la vegetación se encontraría limitado por el frío durante los meses de diciembre, enero y febrero (T<7,5ºC), lo que conllevaría una reducción de la producción del pasto y del crecimiento del arbolado durante estos meses. Temperatura (ºC) ubc/mes Figura 13. Diagrama bioclimático de la zona de estudio. 3.1.3.5. Clasificación climática de Thornthwaite Basándonos en el balance hídrico realizado a partir de los datos de la estación seleccionada podemos clasificar el clima según el método de Thornthwaite (Carballeira et al. 1983). Para ello nos basaremos en los siguientes índices: - Índice de humedad: Ih = 100 (S / N) = 87,6 Donde: • S = exceso hídrico anual (mm) calculado como la suma de los excesos hídricos mensuales (s). N = ETP anual (mm) - Índice de aridez: Ia = 100 (D’ / N) = 11,36. Donde: • D’ = déficit hídrico anual (mm) calculado como la suma de los déficits hídricos mensuales (d). Material y métodos 65 - Índice hídrico anual: Iha = Ih – 0,6Ia = 80,78 - Índice de la concentración estival de la eficacia térmica: C = 100 (ETP estival / ETP anual) = 47,2 De los valores de estos índices y de la ETP anual se deduce que se trata de un clima con una región de humedad tipo B4 (Húmedo IV) (80<Iha<100), una región térmica tipo B1’ (Mesotérmico I) (ETP entre 570 y 712), con déficit de agua pequeño en verano (r) (Ia entre 0 y 16,7) y con un contraste térmico tipo a’ (C < 48), lo que nos indica que el grado de rigor del verano con respecto al resto del año es suave. 3.1.2.6. Clasificación climática de Allué Esta clasificación establece una clave dicotómica con los factores siguientes: • Temperatura media del mes más frío (tf = 5,47 ºC) • Precipitación media anual (mm) (P = 1071,36 mm) • Altitud (h = 550 m) • Índice de aridez (número de meses en que P < 2T), siendo T la temperatura media anual en ºC. En nuestro caso son 2 meses. Con estos valores, según Carballeira et al. (1983) nos encontramos en la subregión fitoclimática Mediterránea subhúmeda de tendencia centroeuropea. 3.1.3.7. Clasificación climática de Papadakis. Periodo de heladas La clasificación de Papadakis caracteriza el clima desde un punto de vista agroecológico. Para ello utiliza los valores extremos de las variables climáticas como factores limitantes en la distribución de distintos cultivos, a diferencia de la mayoría de las clasificaciones que utilizan valores medios. Según esta clasificación, la parcela objeto de estudio se encuentra en una zona caracterizada por un invierno tipo Avena cálido, un verano tipo Maíz, con un régimen térmico del tipo Templado cálido y un régimen de humedad del tipo Húmedo. A partir de los regímenes térmicos y de humedad podemos decir que nos encontramos en una zona que presenta un clima tipo Templado cálido, que resulta adecuado para el desarrollo del trébol, raigrases, dactilo, festucas, bromos y agrostis, entre otras especies pratenses. Material y métodos 66 Las estadísticas climatológicas de los últimos 10 años muestran que hay un periodo de cuatro meses al año en los que nunca se han registrado heladas, que son junio, julio, agosto y septiembre. Según Carballeira et al. (1983), el número medio de días libres de heladas (n´) puede calcularse según la expresión siguiente: n´=193,11+23,16 Tmf Donde Periodo de heladas: • Tmf es la temperatura media de las mínimas del mes más frío en ºC. En nuestro caso serían 220 días. Las fechas que delimitan el periodo libre de heladas se obtienen por interpolación gráfica (Carballeira et al. 1983). En nuestro caso, la fecha de la última helada probable sería el 31 de marzo y la de la primera el 9 de noviembre, con un error de ± 3 días. 3.1.3.8. Diagramas ombrotérmicos de los años del estudio de la tesis En la Fig. 14 se representan los diagramas ombrotérmicos de Gaussen correspondientes al intervalo de tiempo 2000-2008, periodo durante el cual se han realizado los trabajos de campo correspondientes a esta memoria doctoral. La zona de estudio se caracterizó por presentar durante los últimos diez años una temperatura media anual de 10,71 ºC y una precipitación media anual de 1071,36 mm. Las temperaturas medias anuales registradas durante los años 2000, 2001, 2002, 2005 y 2006 fueron similares a la temperatura media anual registrada en los últimos diez años (10,71 ºC). Sin embargo, las temperaturas medias anuales de los años 2003 (11,8 ºC) y 2004 (11,6 ºC) fueron superiores a la temperatura media de los últimos diez años, mientras que las registradas durante los años 2007 (10,02 ºC) y 2008 (9,89 ºC) fueron inferiores. Los años 2001, 2007 y 2008 fueron los años más fríos, siendo la temperatura media mensual registrada menor que la de los últimos diez años en nueve de los doce meses del año. Durante los años 2002, 2004, 2005 y 2006 las temperaturas medias mensuales fueron menores que las medias de los últimos diez años en cuatro de los doce meses del año. Sin embargo, durante el año 2003 únicamente se registraron temperaturas medias mensuales inferiores a la media de los últimos diez años en los meses de enero y febrero. Los meses de enero, febrero y diciembre resultaron ser los más fríos durante los nueve años de estudio, con temperaturas medias inferiores a los 7ºC, valor límite por debajo del cual el pasto ve limitado su crecimiento notablemente (Mosquera-Losada et al. 1999b). Además, durante los años 2004 y 2008 también se registraron temperaturas inferiores a este valor límite (7 ºC) en los meses de Material y métodos 67 marzo y noviembre. Las temperaturas medias mensuales más altas de los últimos diez años se registraron en los meses de julio y agosto (16 ºC y 17 ºC, respectivamente). Así, durante los años 2000 y 2001 las temperaturas más altas se registraron en el mes de agosto (17 ºC), siendo también el mes más caluroso en el año 2003 (21 ºC), mientras que, en los restantes años de estudio, es el mes de julio en el que se registran las temperaturas más elevadas. En relación a las precipitaciones anuales registradas durante los años 2001 (925 mm), 2004 (875 mm), 2005 (801 mm) y 2007 (582 mm) fueron inferiores a la precipitación media de los últimos diez años (1071,36 mm). Sin embargo, las precipitaciones anuales registradas durante los años 2000 (1505 mm), 2002 (1351 mm), 2006 (1350 mm) y 2008 (1163 mm) fueron superiores a la precipitación media de los últimos diez años. La precipitación anual registrada durante el año 2003 (1038 mm) fue similar a la precipitación media de los últimos diez años (1071,36 mm). De forma general, durante los nueve años de estudio, en los meses de julio y agosto se registraron unos valores de precipitación mensual inferiores a las precipitaciones medias mensuales de los últimos 10 años, lo que ocasionó un periodo de sequía durante estos meses, condicionando el crecimiento del pasto, debido a la parada vegetativa en los meses de verano por falta de agua. Además, durante los años 2000, 2001, 2003 y 2006 el periodo de sequía se registró desde el mes de junio. Durante los años 2000 y 2002 las mayores precipitaciones se registraron en el mes de noviembre (456 mm y 313 mm, respectivamente), en los años 2001 y 2003 en el mes de enero (311 mm y 190 mm, respectivamente), mientras que el mes de octubre fue el más lluvioso durante los años 2004 (231 mm), 2005 (188 mm) y 2006 (308 mm). En el año 2007 el mes más lluvioso fue febrero (154 mm), mientras que en el año 2008 fue abril (184 mm). Por el contrario, el mes de junio fue en el que se registraron las menores precipitaciones durante los años 2000 y 2001 (13 mm y 8 mm, respectivamente), el mes de septiembre durante los años 2003 (16 mm) y 2007 (13 mm), el mes de julio en los años 2004 (18 mm) y 2008 (26 mm), el mes de agosto en el año 2002 (10 mm), los meses de julio y agosto (13 mm) en el año 2005 y los meses de junio y julio (10 mm) en el año 2006. Material y métodos 69 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año 2001 P = 925 mm Tª = 10,35 ºC T T10 P P10 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año 2002 P = 1351 mm Tª = 10,91 ºC T T10 P P10 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año2003 P = 1038 mm Tª = 11,77 ºC T T10 P P10 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año 2004 P = 875 mm Tª = 11,61 ºC T T10 P P10 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año 2005 P = 801 mm Tª = 10,43 ºC T T10 P P10 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año 2006 P = 1350 mm Tª = 10,87 ºC T T10 P P10 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año 2007 P = 582 mm Tª = 10,02 ºC T T10 P P10 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año 2008 P = 1163 mm Tª = 9,89 ºC T T10 P P10 0 100 200 300 400 500 600 0 50 100 150 200 250 300 E F M A M J Jl A S O N D P (mm) Tª (ºC) Meses Año 2000 P = 1505 mm Tª = 10,63 ºC T T10 P P10 Fig. 14. Precipitación media mensual (mm) (P 10 ) y temperatura media mensual (ºC) (T 10 ) de los últimos diez años y precipitación mensual (P) (mm) y temperatura media mensual (T) (ºC) de los nueve años de estudio evaluados en esta tesis. Material y métodos 71 3.1.4. EDAFOLOGÍA Los análisis de la muestra inicial de suelo nos indican que el suelo de este estudio pertenece al tipo Umbrisol (FAO 1998), asentado sobre cuarcitas, con textura franco-arcilloarenosa (63,20 % arena, 20,09% arcilla y 16,71 % limo), en el cual se asentaba una plantación de Pinus radiata de aproximadamente treinta años, que fue cortada a hecho para plantar posteriormente la misma especie forestal, práctica habitual en la zona debido a su carácter serotino En la Tabla 10 se muestran los valores iniciales de pH en agua y en KCl, la relación C/N, los porcentajes de materia orgánica, nitrógeno (N), fósforo total (P), potasio, calcio (Ca2+), aluminio (Al+3), magnesio (Mg2+), potasio (K+) y sodio (Na+) asimilables en BaCl2 y la capacidad de intercambio catiónica efectiva (CIC efectiva) en la muestra inicial de suelo. pH (agua) pH (KCl) C/N MO (%) N (%) P (%) Al 3+ (%) Ca 2+ (%) Mg 2+ (%) K + (%) Na + (%) CIC efectiva 0,01 0,008 0,194 CONDICIONES INICIALES DE LA MUESTRA DE PARTIDA DEL SUELO 4,28 3,87 22 8,74 0,23 0,12 0,13 0,012 0,034 Tabla 10. pH en agua (ph (agua)) y en KCl (pH KCl), relación carbono/nitrógeno (C/N), porcentajes de materia orgánica (MO), N, P total y contenido de K, Ca, Mg, Na y Al asimilables en BaCl2 y CIC efectiva en el suelo al comienzo del ensayo (año 1999). El análisis de suelo muestra que nos encontramos ante un suelo con una acidez considerable, ya que los valores de pH, tanto en agua (4,28) como en KCl (3,87) son muy bajos, por lo que la disponibilidad de cationes puede verse limitada y por lo tanto la producción de pasto reducida (López-Mosquera 1995), tal y como demuestra el hecho de que presenta una reducida proporción de bases cambiables (K, Ca, Mg, Na), pero altos niveles de Al. Por otra parte, se puede decir que el contenido inicial de materia orgánica en nuestro suelo es alto (Fuentes-Yagüe 1994), encontrándose los niveles de nitrógeno dentro de los valores considerados como normales por Domínguez-Vivancos (1997) (0,02-0,4 %). La relación C/N, que fue de 22, nos indica que el proceso de mineralización está ralentizado, lo que nos puede advertir de un proceso de nitrificación insuficiente para aportar nitrógeno mineral a las plantas (Fuentes-Yagüe 1994). Finalmente, los niveles de fósforo se hallan dentro del intervalo considerado por Juárez y Sánchez (1996) como habituales en suelo (0,02-0,5 %). En la Tabla 11 se recoge la concentración de metales pesados en el suelo al inicio del ensayo (año 1999), así como la concentración máxima de metales pesados permitida para el uso de lodos en agricultura según la legislación europea (Directiva 86/278) y española (RD Material y métodos 72 1310/1990). Asimismo, se recogen las modificaciones, aún no aprobadas, que propone la UE a través del “Working document on Sludge 3rd draft” (2000), en relación a los niveles de metales pesados máximos permitidos en suelo para el empleo de lodos en la agricultura. El cromo, cobre y zinc presentan unas concentraciones en suelo consideradas como habituales en la bibliografía (Domínguez-Vivancos 1984; Kabata-Pendias 1985), mientras que las concentraciones iniciales de níquel superan a las recomendadas por el “Working document on Sludge 3rd draft” para poder aplicar lodos en suelos con pH ≥ 5. En todo caso, hay que tener en cuenta que, en caso de llegar a aprobarse esta normativa, no podríamos fertilizar con lodos a pesar de emplear bajas dosis como las utilizadas en este experimento. Directiva 86/278/EEC Metales pesados Concentración inicial 6< pH <7 pH <7 pH >7 5≤ pH <6 6≤ pH <7 pH ≥7 Cadmio _ 1 _ 31 3 0,5 1 1,5 Cromo 4,1 _ 100 150 30 60 100 Cobre 5,8 50-140 50 210 20 50 100 Mercurio _ 1-1,5 1 1,5 0,1 0,5 1 Niquel 2,1 30-75 30 112 1,5 50 70 Plomo _ 50-300 50 300 70 70 100 Zinc 20,6 150-300 150 450 60 150 200 Working document on Sludge 3rd draft” (2000) R.D 1310/1990 Tabla 11. Concentración inicial y concentración máxima de metales pesados en el suelo (mg kg-1 de materia seca) según la legislación europea (Directiva 86/278/ EEC), española (RD 1310/1990) y las modificaciones que propone la UE a través del “Working document on Sludge 3rd draft” (2000). 3.2. DISEÑO EXPERIMENTAL En el año 1998 se realizó una plantación con Pinus radiata D. Don a una densidad de 1667 árboles por hectárea (marco 3 x 2 m), tras efectuar una corta a hecho de árboles de la misma especie con una edad aproximada de 30 años. El estrato arbustivo de esta repoblación estaba constituido por un brezal, siendo las especies más abundantes Erica cinerea L., Calluna vulgaris L., Pterospartum tridentatum L., Rubus spp., etc., y algunas herbáceas como Avenula sulcata J. Gay ex Delastre, Agrostis curtisii Kerguelen, Holcus mollis L. etc., todas ellas frecuentes en nuestros montes. El establecimiento de los tratamientos se inició en octubre del año 1999 cuando la masa de Pinus radiata D. Don tenía la edad de un año, continuando los muestreos y toma de datos en la actualidad, si bien en esta tesis doctoral únicamente se evalúan los resultados obtenidos Material y métodos 73 hasta el mes de enero del año 2010. A principios del año 2008 se realizó una poda baja del arbolado. El diseño experimental empleado fue de bloques al azar con tres réplicas y trece tratamientos, estableciéndose 39 parcelas de 12 x 8 m2, constituidas cada una por 25 árboles, dispuestos en un cuadrilátero de 5 x 5 árboles. En octubre del año 1999 se procedió a la preparación del terreno mediante un desbroce mecanizado y un subsolado entre las líneas de plantación, ya que esta preparación sencilla había dado buen resultado en otras zonas de monte (Rigueiro-Rodríguez et al. 1998a), y a continuación se aplicó la cal en cobertera al suelo en las parcelas en las que correspondía aplicar este tratamiento. Un mes después, en noviembre, se realizó una siembra a voleo de 25 kg ha-1 de Lolium perenne L. var. Brigantia, 4 kg ha-1 de Trifolium repens L. var. Huia y 10 kg ha-1 de Dactylis glomerata L. var. Artabro. Se establecieron trece tratamientos sobre las parcelas o unidades experimentales: combinación de encalado (C) (2,5 Mg CaCO3 ha-1) y no encalado, con dos dosis de lodo de depuradora que implicaban 50 kg N total ha-1 (B: baja) y 100 kg N total ha-1 (A: alta), aportadas en tres fechas diferentes (1: febrero 2: marzo y 3: abril) durante los años 2000, 2001, 2002 y 2003. El lodo se aplicó de forma manual y en cobertera en cada fecha. Además, se estableció un tratamiento control (NF) que consistió en la ausencia de encalado y fertilización. La descripción y la nomenclatura de los diferentes tratamientos puede verse en la Tabla 12, mientras que en la Fig. 15 se muestra una fotografía aérea de la zona objeto de estudio, en la que se puede observar el diseño experimental y la distribución física de los diferentes tratamientos. A3: 100 kg N total ha -1 aplicado en abril CAL (2,5 tn ha -1 ) NO CAL B1: 50 kg N total ha -1 aplicado en febrero B2: 50 kg N total ha -1 aplicado en marzo B3: 50 kg N total ha -1 aplicado en abril A1: 100 kg N total ha -1 aplicado en febrero A2: 100 kg N total ha -1 aplicado en marzo A3: 100 kg N total ha -1 aplicado en abril B1: 50 kg N total ha -1 aplicado en febrero B2: 50 kg N total ha -1 aplicado en marzo B3: 50 kg N total ha -1 aplicado en abril A1: 100 kg N total ha -1 aplicado en febrero A2: 100 kg N total ha -1 aplicado en marzo NF: tratamiento control o de No fertilización ni encalado (NF) Tabla 12. Diferentes tratamientos aplicados en este estudio Material y métodos 80 experiencia, se siguió el método de Mehlich (M3) (Mehlich 1985). Después de la extracción, se procedió a su medición en la disolución mediante espectrofotometría de absorción atómica. 3.4.1.5 Metales pesados totales Los metales pesados (zinc, cobre, cadmio, cromo, plomo y níquel) se determinaron por espectrometría de absorción atómica después de realizar una digestión con ácido nítrico mediante microondas (CEM 1994). 3.4.2. DETERMINACIONES EN PASTO En cada muestreo, una vez recogidas las cuatro muestras de hierba de 30 x 30 cm en cada parcela, se procedió a su pesaje en fresco. Posteriormente se estimó su peso seco en el laboratorio en estufa a 60 ºC durante 48 horas, en dos submuestras de aproximadamente 100 g, para determinar la producción de pasto en términos de materia seca. Las otras dos submuestras se emplearon para estudiar la composición florística vascular de la pradera mediante separación botánica manual (submuestras de 100 g aproximadamente). Además, se separaron los componentes de acículas, musgo y material senescente o seco. Con posterioridad se procedió al pesaje en seco de la biomasa de cada una de las especies y se procedió a la molienda de las mismas. Para el estudio de la composición botánica del pasto nos centraremos en los resultados de los muestreos de los años 2000, 2004 y 2008 (primavera y otoño). 3.4.2.1. Metales pesados en pasto Se determinaron los metales pesados zinc y cobre. El zinc en planta se analizó tras una digestión con microkjeldahl (Castro et al. 1990). Durante los años 2002 y 2003, el cobre en planta se determinó a partir de la digestión con ácido nítrico mediante microondas (CEM 1994), y a partir del año 2004 tras digestión con microkjeldahl (Castro et al. 1990). En todos los casos la medición se llevó a cabo mediante espectrofotometría de absorción atómica y se empleó un espectrofotómetro VARIAN 220FS, según la metodología propuesta por el fabricante (VARIAN 1989). Material y métodos 81 3.4.3. PARÁMETROS EVALUADOS A PARTIR DE LAS MEDICIONES EN CAMPO Y DE LAS MUESTRAS ANALIZADAS EN EL LABORATORIO 3.4.3.1. Suelo • CIC efectiva y porcentajes de saturación de los elementos de cambio Para conocer los porcentajes de saturación de los diferentes cationes (aluminio, calcio, sodio, magnesio y potasio), que componen el complejo de cambio, fue necesario calcular, en primer lugar, la capacidad de intercambio catiónica efectiva (CIC efectiva), como la suma de las diferentes concentraciones de los cationes disponibles en nuestro suelo que fueron obtenidos mediante extracción con cloruro bárico (BaCl2). A continuación se calculó el porcentaje de saturación de los diferentes elementos de cambio a través de la relación concentración del catión de cambio / CIC efectiva por catión (Mosquera y Mombiela 1986). 3.4.3.2. Arbolado • Porcentaje de marras • Incremento en altura y diámetro A partir de las mediciones realizadas en el campo (altura, diámetro) se calculó el incremento en altura (desde el año 2000 al 2004 y desde el año 2004 al 2008) y el incremento en diámetro normal desde el año 2004 al 2008. • Cobertura A partir de las mediciones de diámetro de copa realizadas en los muestreos llevados a cabo durante los años 2000, 2004 y 2008, se ha calculado el porcentaje de cobertura de la especie arbórea referido a hectáreas, así como el porcentaje de zona libre de cobertura arbolada, con el fin de calcular la producción real de pasto - Cobertura de la especie arbórea = densidad * π * (radiomedio)2 - % de cobertura de la especie arbórea = (cobertura de la especie arbórea*100) / 10000 - Porcentaje de zona libre de cobertura = 100 - % de cobertura de la especie arbórea Material y métodos 82 3.4.3.3. Pasto • Producción La producción de pasto obtenida en las diferentes parcelas estudiadas se determinó a partir de las muestras de pasto recogidas en el campo durante los nueve años de estudio. Se ha dividido el estudio de la producción en cuatro apartados: -Biomasa de acículas: fitomasa de las acículas encontradas en el suelo de los diferentes tratamientos evaluados en esta tesis durante los diferentes años de estudio. - Fitomasa aérea total en el sotobosque: en este caso se ha procedido a obtener los datos de biomasa total, entendida ésta como la suma de la producción de pasto herbáceo + la producción de arbustos + la producción de material senescente (constituida por material seco o restos) + la producción de musgo + la producción de acículas. -Producción potencial de pasto: entendida como la fitomasa aérea del sotobosque obtenida en cada parcela durante los diferentes años de estudio sin tener en cuenta las acículas caídas ni el musgo. Es decir, la producción de pasto será = fitomasa aérea de plantas herbáceas + fitomasa aérea de brotes de plantas leñosas + material senescente o seco de las especies herbáceas y brotes de leñosas. -Producción real de pasto: calculada a partir de la producción potencial de pasto excluyendo la zona ocupada por la cobertura arbolada antes de la poda. Asimismo, se presentan los datos de producción de fitomasa aérea total del sotobosque acumulada, de producción potencial de pasto y de pasto real acumulada y de producción de acículas acumulada, calculados como la suma de la producción obtenida en el año de estudio + la producción obtenida en los años anteriores. Puntualizar que los cálculos de producción anual presentados en esta tesis proceden de la suma de los datos de producción estacional (primavera y otoño). Durante el año 2001 y el año 2007 solamente se procedió a la realización de un corte en verano, mientras que la producción estacional de los años 2002, 2004 y 2005 se calculó sumando la producción de pasto obtenida en los meses de junio y de julio, debido a las mejores condiciones climáticas registradas durante este período. • Composición botánica La composición botánica de las parcelas se estudió a partir de las muestras de pasto recogidas en el campo durante los años de duración de la experiencia, aunque en esta tesis solamente se presenta la composición botánica correspondiente a los años 2000, 2004 y 2008. Material y métodos 83 Debemos decir que, entre todos los componentes vegetales presentes en las separaciones botánicas realizadas en los distintos cortes, se han elegido sólo aquellos que tuvieron una mayor presencia: • Acículas • Musgo y material senescente o seco • Especies sembradas al inicio del ensayo: Dactylis glomerata L; Lolium perenne L. y Trifolium repens L. • Especies espontáneas: - Herbáceas - : Agrostis spp. (resultado de sumar la abundancia de las especies Agrostis curtissii L. + Agrostis capillaris L.+ Agrostis stolonifera L.); Holcus spp. (procede de la suma de la abundancia de las especies Holcus mollis L. + Holcus lanatus L.); Pseudarrhenatherum longifolium (Thore) Rouy y Taraxacum officinale Weber. Arbustivas La proporción de los diferentes componentes vegetales que constituyen la fitomasa aérea total del sotobosque se calculó a través de la relación peso del componente / peso total de la submuestra de fitomasa total del sotobosque (herbáceas + arbustivas + material senescente + musgo + acículas); mientras que la proporción de las diferentes especies que constituyen la producción potencial de pasto se calculó mediante la relación peso de la especie / peso de la submuestra de pasto (sin acículas y sin musgo) 3.5. BALANCE DE CARBONO Para analizar el balance de carbono en el sistema silvopastoral que se estudia en esta tesis, nueve años después de iniciar la experiencia, se ha seguido la metodología descrita por el Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC 2006). De los trece tratamientos aplicados al comienzo de la experiencia, únicamente se tendrán en cuenta para la realización del balance de carbono aquellos en los que el efecto sobre la acumulación de carbono en el suelo fue más importante y en los que el crecimiento del arbolado en diámetro normal fue menor o mayor. Por lo tanto, el estudio del balance de carbono en el sistema silvopastoral establecido en esta experiencia se reducirá a cinco tratamientos: : Calluna vulgaris; Erica spp. (engloba la abundancia de las especies Erica cinerea L.+ Erica umbellata L.), Rubus sp. y Ulex gallii Planch. Material y métodos 84 a) Los tratamientos en los que se combinó la aplicación de enmiendas calizas tanto con dosis bajas como altas de lodo aplicadas al suelo en febrero (CAL B1 y CAL A1, respectivamente). b) Los tratamientos en los que se aplicaron dosis bajas y altas de lodo en febrero sin encalado (NO CAL B1 y NO CAL A1, respectivamente). c) El tratamiento control o de No fertilización, en donde ni se aplicó cal ni lodo al suelo (NF). Para la realización del balance de carbono se ha procedido a separar el sistema silvopastoral en sus diferentes componentes: estrato arbóreo (parte aérea + parte radical + acículas), estrato de la biomasa total del sotobosque sin acículas, el componente suelo y el componente animal, ya que la capacidad de fijación y pérdida del carbono en el sistema varía en función de éstos (Fig. 16). Fig. 16. Esquema empleado para la determinación de la fijación de carbono en las diferentes partes del sistema considerado (Fernández-Núñez 2007). Material y métodos 85 El carbono se va almacenando en el árbol con el paso del tiempo, mientras que en el suelo, la materia orgánica cambia de año a año, y en el pasto el carbono fijado puede eliminarse del sistema mediante la siega o mediante el pastoreo de los animales, por lo que el carbono fijado en el sistema por estos componentes se calculará como la diferencia entre el carbono obtenido en el último año de estudio y el obtenido durante el primer año, dividido entre el número total de años de duración de la experiencia (Mg C ha-1 año-1). Sin embargo, para determinar las pérdidas de carbono originadas por el ganado (Steinfeld et al. 2006) se emplearán los datos de carga ganadera media (CG) para los nueve años que duró esta experiencia, y cuyo cálculo se detallará posteriormente. Por lo tanto, el balance final de carbono (Mg C ha-1 año-1) se determinará como la diferencia entre el carbono fijado por el arbolado, por el pasto y por el suelo y el emitido por el suelo y el ganado. 3.5.1. DETERMINACIÓN DE CARBONO EN EL ESTRATO ARBÓREO El contenido de carbono total en el estrato arbóreo se determinó a partir de la suma del contenido de carbono fijado por la biomasa aérea de la cubierta arbolada (constituida por las acículas, ramillas, ramas finas y ramas gruesas), por la parte radical del estrato arbóreo y por el carbono fijado por las acículas caídas al suelo de los diferentes tratamientos evaluados durante el último año de estudio (año 2008). 3.5.1.1. Biomasa aérea y radical del estrato arbóreo Partiendo del diámetro normal medido en el año 2008 y de los pies presentes en cada uno de los diferentes tratamientos evaluados en este estudio, se procedió a la determinación del contenido de carbono en la biomasa aérea y radical de la cubierta arbolada. Para ello, se han empleado las ecuaciones descritas por Montero et al. (2005) para plantaciones de Pinus radiata D. Don en España (Tabla 17), las cuales nos permitieron obtener, para cada ejemplar (árbol) presente en las diferentes parcelas de estudio, la biomasa aérea (kg MS pie-1) (biomasa del fuste, biomasa de ramas > 7 cm, biomasa de ramas 2-7 cm, biomasa de ramas < 2 cm, acículas) y la biomasa radical (kg MS pie-1). Posteriormente, y teniendo en cuenta la biomasa arbórea por pie (kg MS pie-1) previamente calculada, y la densidad forestal, se estimó la biomasa por hectárea (Mg MS ha-1) de cada una de las fracciones del árbol y la biomasa arbórea total por hectárea (Mg MS ha-1) para cada tratamiento. Esta última variable se multiplicó por un valor medio de 0,50 (Merino Material y métodos 86 et al. 2003; Montero et al. 2005) para determinar el contenido de carbono fijado por el componente arbolado por hectárea (Mg C ha-1). Y a b BF 3,03 2,56 0,98 0,20 BR 7 10,57 3,65 0,71 0,53 BR 2-7 4,13 2,12 0,75 0,62 BR 2 3,54 1,76 0,67 0,62 CF= e SEE^2/2 BA 5,03 2,06 0,74 0,61 Br 2,78 2,14 0,94 0,31 A= e a FUNCIÓN Variable Pinus radiata D. Don Y= CF*A*d b Parámetros R 2 adj SEE Tabla 17. Valores de los parámetros a y b, de la función Y = CF*A*db, del coeficiente de determinación ajustado (R2) y del error estándar de la estimación (SEE) para las distintas fracciones de biomasa, donde: CF: factor de corrección calculado a partir del error estándar de la estimación SEE; d: diámetro (cm); 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 y Br: biomasa de la raíz. (Montero et al. 2005). 3.5.1.2. Pinocha Dentro del componente arbolado, además de determinar el contenido en carbono en la biomasa aérea y radical, se tendrán en cuenta las aportaciones de carbono que se producen por la muerte, desprendimiento y depósito de las acículas y otros restos de los árboles sobre el suelo de la parcela (pinocha). Para ello, se calculó la biomasa de las acículas (Mg MS ha-1) caídas al suelo durante el año 2008, a partir de la relación porcentual entre el peso de acículas presentes en la composición botánica de la biomasa total y el peso total de la biomasa total del sotobosque obtenida durante ese año. Únicamente se tendrá en cuenta la biomasa de las acículas obtenida durante el último año de estudio, ya que éstas se retiran en cada cosecha para favorecer la producción de pasto herbáceo. Por último, el contenido de carbono fijado por las acículas caídas al suelo (Mg C ha-1 año-1) en las diferentes parcelas evaluadas se calculará multiplicando la producción de acículas por el factor 0,49 (Gómez-Rey et al. 2002). Material y métodos 87 3.5.2. DETERMINACIÓN DE CARBONO EN EL ESTRATO BIOMASA DEL SOTOBOSQUE El contenido de carbono total fijado por la biomasa del sotobosque se determinó a partir de los datos de producción de biomasa total aérea y radical del sotobosque (Mg MS ha-1) de cada tratamiento evaluado durante el año 2008. Por lo tanto, el contenido de carbono total fijado por el estrato de la biomasa del sotobosque será el resultado de sumar el carbono fijado por la parte áerea de la biomasa del sotobosque (sin tener en cuenta las acículas) + el carbono fijado por la parte radical de la misma. 3.5.2.1. Contenido de carbono en la parte aérea de la biomasa del sotobosque Para determinar el contenido de carbono en la parte aérea de la biomasa del sotobosque se tuvo en cuenta la carga ganadera media que los diferentes tratamientos estudiados fueron capaces de mantener durante los nueve años que duró la experiencia. De los distintos sistemas de manejo que se proponen para el ganado ovino destinado a la producción de carne en Galicia (Zea-Salgueiro 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 siguiente: ovejas de raza gallega de 35 kg de peso vivo y destinadas a la producción de carne, que permanecerán en pastoreo aproximadamente siete meses (abril-mayo-junio-julio-15 días en septiembre-octubrenoviembre y 15 días en diciembre), y el resto del año (aproximadamente 150 días año-1) estarán estabuladas (Fig. 17). Los periodos de pastoreo y estabulación son los habituales en la zona (Mosquera y González 1998), debido a las características climáticas que limitan el crecimiento del pasto en verano, por la sequía, y en invierno por las bajas temperaturas. Fig. 17. Sistema de manejo del ganado propuesto. Material y métodos 88 Cálculo de la carga ganadera (CG1) en pastoreo La carga ganadera (CG1) (ovejas ha-1) se calculó a partir de los datos anuales de producción real de pasto (Mg MS ha-1) en cada tratamiento evaluado durante los años 2000 al 2008 y de las necesidades alimenticias anuales del ganado (Mg MS oveja-1 y día-1) mediante la aplicación de la siguiente ecuación: CG1 (ovejas ha-1)= Producción / Consumo Donde: • Producción: Producción real de pasto (kg MS ha-1 año-1) • Consumo: Necesidades alimenticias anuales de las ovejas en pastoreo teniendo en cuenta que las ovejas pastaron en este periodo 210 días año-1, con unas necesidades alimenticias de 1,74 kg MS oveja-1 y día-1 Para el cálculo de la carga ganadera se utilizaron los datos de producción real de pasto (herbáceas + arbustivas + material senescente) porque las especies arbustivas se mantuvieron durante todo el estudio en estado herbáceo debido a los cortes frecuentes, y por lo tanto pueden servir de alimento para el ganado. Cálculo de las necesidades totales de silo Partiendo de las necesidades de silo que tiene una oveja a lo largo del día (0,75 kg MS silo día-1) (Flores-Clavete et al. 1992) y una vez conocida la carga ganadera (CG1) y el número de días al año que permanecen estabuladas (150 días), se determinarán las necesidades de silo correspondientes a cada hectárea de pastoreo durante un año, mediante la siguiente ecuación: Necesidades totales de Silo (kg MS silo (año)-1) = 0,75*CG1*150 Determinación de la superficie de ensilado Para determinar la superficie destinada a la producción de silo (ha) para complementar la alimentación de los animales que pastan en 1 ha se consideró que ésta se encontraba en zona desarbolada (fuera de la experiencia) y además se tomó como dato de referencia que 1 ha produce 7,096 Mg MS silo año-1, valor que representa las condiciones típicas de Galicia. Por lo tanto, la superficie de silo necesaria para soportar de forma adecuada la carga ganadera del sistema, se calculó de la siguiente manera: Material y métodos 89 Superficie ensilado (ha) = (Necesidades totales de silo) / (Producción de silo ha-1) Determinación de la Carga Ganadera general (CG) Una vez determinada la superficie necesaria para la producción de silo se determina la carga ganadera general (CG) que soporta el sistema: CG (ovejas ha-1) = CG1 / (Superficie de pasto + Superficie de ensilado) La superficie de pasto se corresponde con 1 hectárea ya que los cálculos realizados para determinar la producción real de pasto necesaria para cubrir las necesidades alimenticias del ganado de forma anual fueron de 1 hectárea. El contenido de carbono correspondiente a la parte aérea de la biomasa del sotobosque durante el año 2008 se ha determinado teniendo en cuenta: el pasto necesario durante la época de pastoreo, el pasto necesario para el ensilado incluyendo la reducción en peso (15%) que sufre la hierba destinada a forraje (Mosquera-Losada y González 1998) y la producción de musgo en el año 2008, obteniendo lo que hemos denominado biomasa aérea total del sotobosque (sin acículas), y a partir de la cual, se determinó la cantidad de materia orgánica (MO) que hay en la misma, teniendo en cuenta que el porcentaje de materia orgánica encontrado en parcelas mixtas evaluadas en Galicia es de un 90,36% (Flores et al. 1992) y que el contenido de carbono fijado por la parte aérea de la biomasa del sotobosque (sin acículas) será el 50% de la materia orgánica (Montero et al. 2005). MO biomasa aérea = (Mg MS biomasa aérea ha-1) * 0,9036 3.5.2.2. Contenido de carbono en la parte radical de la biomasa del sotobosque La biomasa radical total del sotobosque (Mg MS ha-1 año-1) se calculó como la suma de los pesos radiculares obtenidos en las diferentes profundidades de muestreo (25 cm, 50 cm, 75 cm y 1m). Puntualizar, que al realizar las separaciones botánicas en el laboratorio, se agruparon las raíces finas del arbolado y las raíces finas del pasto. Una vez obtenida la biomasa radical total del sotobosque, y a partir de las necesidades de pasto (pasto durante el pastoreo + pasto para ensilado), se calculó el contenido de carbono Material y métodos 96 Además, y como ya hemos comentado anteriormente, el manejo de los animales que forman este sistema está cinco meses al año estabulado, lo que supone que a lo largo de un año, permanecen estabulados un 41% de los días. Por lo que la fórmula empleada para el cálculo de las emisiones procedentes del manejo de estiércol fue: Eest (kg CH4 ha-1 año-1) = CG* FE6* 0,41 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 CH4 emisiones = Efer + Eest Una vez obtenidas las emisiones de metano procedentes del ganado es necesario trasformar dichos resultados en equivalentes de CO2, teniendo en cuenta el potencial de calentamiento del metano (21). 3.5.4.1.2. Cálculo de las emisiones de N2O Para el cálculo de las emisiones de N2O por parte del ganado se ha tenido en cuenta tanto el periodo en el que los animales permanecen estabulados como cuando se encuentran en periodo de pastoreo (IPCC 2006). Periodo de estabulación Las emisiones de N2O se calcularon a partir de la capacidad de carga general o media (CG) previamente calculada para cada tratamiento aplicado en este estudio. La cantidad de N excretado (Nexest) resultante de la gestión de estiércol se obtuvo teniendo en cuenta el porcentaje total de los días que el ganado se encuentra estabulado a lo largo del año (41%). Además esta cantidad se multiplicó por un factor de emisión (nex) que varía según el ganado, y que para el caso de las ovejas toma un valor de 20 kg animal-1 año-1 (IPCC 2006). Nexest= CG * nex* 0,41 Material y métodos 97 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)-1 y por otro lado tener en cuenta el factor estequiométrico 44/28. N2O (kg ha-1)= Nexest * 0,02* (44/28) Periodo de pastoreo Siguiendo las directrices del IPCC (2006) las emisiones de N2O producidas en este periodo se calcularon en el apartado dedicado al componente suelo. 3.6. ANÁLISIS ESTADÍSTICO Los resultados se analizaron mediante el uso del ANOVA, y las medias se separaron mediante el test LSD, para lo que se utilizó el paquete estadístico SAS (2001). Los modelos usados fueron: Pijkl = µ+ Li + Sj + Dl + Bk + (LS)ij + (LD)il + (LB) ik + (SD)jl + (SB) jk + (DB)lk+ (LSD)ijl + (LDB) ilk + (LSB)ijk + (SDB)jlk + εijkl. Donde: Pijkl: parámetros edáficos (pH, materia orgánica, CIC efectiva, % saturación de Al, Ca, Na, K y Mg, metales pesados totales y extraídos por el método Mehlich: Cu, Zn, Cd, Cr, Pb y Ni), variables del arbolado (porcentaje de marras, altura diámetro de tallo y copa, cobertura, pinocha), producción de fitomasa aérea total y acumulada del sotobosque, producción potencial de pasto y su acumulada, producción real de pasto y su acumulada); con Pijk: variable dependiente; µ: media; Li: i efecto de la cal; Sj: j efecto de la fertilización de las diferentes dosis de lodo de depuradora urbana; Dl: l efecto de la fecha de aplicación del lodo; Bk: k efecto del bloque y su doble y triple interacción y ε: componente error. 4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Resultados y Discusión 99 4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN 4.1. RESULTADOS EN SUELO 4.1.1. pH El análisis de varianza realizado para evaluar los efectos de los tratamientos aplicados sobre el pH del suelo medido en agua y en KCl pone de manifiesto que, si bien no se encontró efecto alguno de los tratamientos sobre estas variables en el año 2001, en el año 2004 se produjo un efecto significativo del encalado sobre el pH medido en agua (p<0,01), y del aporte de cal (p<0,01) y de la dosis de lodo (p<0,05) sobre el pH en KCl. En el año 2009, el pH medido en agua se vio nuevamente influenciado significativamente por la aplicación de cal (p<0,05), mientras que el pH medido en KCl respondió de forma significativa a los aportes de cal (p<0,001) y a las dosis de lodo (p<0,05). La evolución del pH en agua y KCl en los tratamientos analizados se muestra en la Fig. 18. En ella se observa como los niveles de pH en agua y en KCl van aumentando con el paso del tiempo, obteniéndose menores niveles de pH en agua y en KCl en el año 2001 (3,99-4,52 y 3,51-3,95, respectivamente) en relación a los niveles de pH detectados en los años 2004 y 2009 (pH en agua: 4,79-5,32 y 4,61-5,23, respectivamente; pH en KCl: 3,95-4,44 y 3,72-4,30, respectivamente). Por tanto, la acidez del suelo en nuestro experimento se va modificando con el paso del tiempo, resultando reducirse a largo plazo en todas las parcelas, aunque en menor medida en las parcelas control o testigo (NF), ya que en este caso el desarrollo de la especie forestal y el sotobosque provoca un aumento en la extracción de cationes que no se compensa por el efecto beneficioso del desarrollo radical y la incorporación de restos al suelo sobre el pH tal y como sucede en las parcelas encaladas o que reciben lodos (Guiddens et al. 1997; Adams et al. 2001). La mejora del pH del suelo como consecuencia del establecimiento de un sistema silvopastoral en Galicia también ha sido observada en terrenos agrícolas reforestados con Pinus radiata (Rigueiro-Rodríguez et al. 2010a) con chopo (Mosquera-Losada et al. 2010 y Rigueiro-Rodríguez et al. 2010b) o roble americano (Ferreiro-Domínguez et al. 2011). Resultados y Discusión 100 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL Tratamientos pH agua Enero 2001 bcd abc abcd ab abc a d cd cd abcd cd abcd abcd 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL Tratamientos pH agua Enero 2004 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL Tratamientos pH KCl Enero 2001 bc bc bc ab bc a c c c c c bc bc 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL Tratamientos pH KCl Enero 2004 ab bc abc ab ab a c bc bc bc abc bc bc 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL Tratamientos pH agua Enero 2009 b bcde bcde bcd bc a f ef cdef ef bcde def bcdef 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL Tratamientos pH KCl Enero 2009 Fig. 18. pH del suelo en agua y en KCl en los años 2001, 2004 y 2009 para cada uno de los tratamientos aplicados. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3; NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. Los pH obtenidos durante los tres años de nuestro estudio (Fig. 18) indican que estamos ante un suelo ácido (Muñoz-Taboadela y Guitián 1962; Porta et al. 2005), en el que la disponibilidad de cationes puede verse limitada y, por tanto, la producción de pasto y el crecimiento del arbolado pueden resultar notablemente reducidos (LópezMosquera 1995; Sánchez-Rodríguez et al. 2002) en comparación con terrenos menos Resultados y Discusión 101 ácidos como suelen ser los agrícolas. No obstante, hay que tener en cuenta que, para estos rangos de acidez, la productividad potencial pascícola dependerá, además del pH (Mosquera-Losada et al. 1999a), de las condiciones meteorológicas de los años de estudio (Mosquera-Losada et al. 2010a; Mosquera-Losada et al. 2010b) y del porcentaje de saturación de aluminio en el complejo de cambio (Piñeiro et al. 1977; Mombiela y Mateo 1984; Mombiela 1983b; Mosquera 1992), cuyos valores analizaremos posteriormente. En general, el efecto de los tratamientos sobre el pH es mayor sobre el pH en KCl o pH real que sobre el pH en agua, lo que indica que la reacción que se produce en el suelo afecta al complejo de cambio (Calvo de Anta et al. 1992). La combinación de dosis altas de lodo aportadas en cualquier fecha y cal provocó un aumento significativo del pH en agua y KCl comparado con el tratamiento control (NF) (que no se encala ni se fertiliza) tanto en el año 2004 como en el año 2009, exceptuando el pH medido en KCl en el año 2004 en las parcelas que recibieron cal y dosis altas de lodo en fechas intermedias (CAL A2). La falta de diferencias significativas entre el tratamiento NF y el tratamiento CAL A2 pudo deberse a que en este último tratamiento se encontraron unos mayores niveles de CIC (lo que hace preciso mayores aportes de cationes para incrementar el pH) y una cobertura del arbolado similar a la del tratamiento NF, lo que pudo incrementar la acidez del suelo al aumentar el lavado, igualando el pH medido en KCl del tratamiento CAL A2 al del tratamiento control (NF). Igual que en el pH, los tratamientos CAL A2 y NF también tuvieron un efecto similar en la variable de incremento de diámetro entre los años 2000 y 2004, la cual tampoco difirió significativamente. De igual modo que sucedía con las dosis altas de lodo en las parcelas encaladas, la combinación de las dosis bajas de lodo y cal provocó un aumento significativo del pH en KCl en comparación con el tratamiento control en el año 2009, aunque no en el año 2004. Finalmente el aporte combinado de cal y dosis bajas de lodo también incrementó el pH en agua en comparación con el tratamiento control (NF) en el año 2009, cuando las dosis bajas de lodo y la cal se aplicaron en febrero (CAL B1), y en el año 2004 cuando la cal y las dosis bajas de lodo se aportan en el mes de marzo (CAL B2), lo que indica también una mayor incorporación de la cal y el residuo que no se extraen por el crecimiento forestal (similar al NF) a diferencia de lo sucedido con el tratamiento CAL B3 que posee unos mayores crecimientos del arbolado en diámetro que el tratamiento control (NF), siendo, por tanto, más extractivo que los tratamientos CAL B1 y CAL B2, lo que iguala el pH con el tratamiento control. El efecto positivo Resultados y Discusión 102 del encalado sobre el pH en agua o KCl en comparación con la ausencia de este tratamiento ha sido extensamente citado en la literatura (Vivekanandan et al. 1991; Quinteiro et al. 1998; Omil et al. 2005; Mosquera-Losada et al. 2011a) y suele ponerse de manifiesto en terrenos de monte de pH muy bajo (López-Díaz et al. 2007), siendo una variable más difícilmente modificable en el caso de los terrenos agrícolas, debido al mayor pH inicial en comparación con los suelos de monte (Rigueiro-Rodríguez et al. 2010a). Por lo general, estudios desarrollados sobre suelos agrícolas señalan que el pH en suelo se incrementa dos años después de realizar el aporte de cal, tras lo que la reacción es más lenta y el pH desciende gradualmente hasta hacer necesario un nuevo encalado (López-Mosquera 1995). La aparición tardía y la persistencia del efecto del encalado en nuestro estudio en relación a los de zonas agrícolas puede justificarse por la reacción más lenta que se produce en los suelos gallegos de monte, de carácter más ácido y con temperaturas más bajas, en comparación con los suelos agrícolas de esta región (López-Mosquera 1995), además de por el desarrollo de la cobertura arbolada, que ralentiza los procesos de lavado de cationes e incorporación de residuos, tanto del lodo como de los restos vegetales que produce el sistema. Por otra parte, el aporte en cobertera de la cal en el presente estudio pudo disminuir la tasa de incorporación inicial de esta sustancia enmendante si lo comparamos con operaciones como el laboreo con el que habitualmente se incorpora la cal en terrenos agrícolas, lo que ralentiza la acción de este enmendante en los suelos de monte en los que se realiza una siembra directa. A diferencia de lo sucedido con las parcelas fertilizadas con lodo y encaladas, en el presente estudio no se observa una mejora clara de los niveles de pH en agua o en KCl del suelo producida por la aplicación en solitario de las dosis bajas o altas de lodo de depuradora urbana, en comparación con los obtenidos en el tratamiento control (NF). Únicamente se observa un mayor valor de pH en KCl en las parcelas en las que se aplicaron dosis altas de lodo en febrero (NO CAL A1) en el año 2009, lo que podría explicarse porque los aportes de calcio realizados con el lodo no se reducen de forma importante por el escaso crecimiento del arbolado en esta parcela (que es incluso inferior al del tratamiento CAL B1) tal y como se verá más adelante. El incremento de pH causado por la aplicación de lodo de depuradora urbana ha sido observado por numerosos autores en terrenos muy ácidos, tanto con aquellos lodos que se habían procesado mediante la estabilización con cal (Vivekanandan et al. 1991; QuinteiroRodríguez et al. 1998), como con los que sufrieron estabilización mediante digestión aeróbica o anaeróbica (Andrade-Couce et al. 1985a; Tsadilas et al. 1995; Hue Resultados y Discusión 103 1988;1992; Rigueiro-Rodríguez et al. 2000b; Pomares y Canet 2001) y sobre todo con lodo compostado (Rigueiro-Rodríguez et al. 2010b), lo que sugiere que los lodos de depuradora resultan ser residuos muy adecuados para su utilización como enmendante en suelos gallegos (Andrade-Couce et al. 1985a), que se caracterizan por su bajo pH, especialmente los de monte (Mombiela 1983a y b 1986). Sin embargo, en nuestro caso el aporte de lodo en solitario no afectó al pH en prácticamente ningún caso, lo que se justifica por los reducidos insumos de lodo realizados, que implicaron una suma de aportes totales de calcio en los cuatro años de 92,20 y 184,40 kg ha-1 de CaCO3, que limitaron la respuesta positiva del pH a los aportes de lodo a algún tratamiento puntual, pH en KCl del tratamiento NO CAL A1 en el año 2009, en el que el desarrollo de las especies de siembra y del arbolado fue reducido y por tanto las extracciones de los cationes probablemente menores, como se verá más adelante. Dosis superiores a las aplicadas en este estudio que implicaron unos insumos de calcio totales de 692,4 kg ha-1 de CaCO3 (López-Díaz et al. 2007) en suelos de monte repoblados con Pinus radiata sí provocaron una respuesta positiva del pH al aporte de lodo en solitario. Las reducidas dosis de lodo empleadas en este estudio también justifican la ausencia generalizada de diferencias significativas entre las dos dosis de lodo empleadas cuando se evalúan las parcelas encaladas o no encaladas y abonadas con lodo en la misma fecha o el efecto de la fecha en parcelas encaladas o no encaladas que reciben la misma dosis de lodo. Sin embargo, existen otros aspectos que afectan al pH, además del aporte de cal, como la diferente extracción de nutrientes realizada por los dos componentes vegetales de este estudio (árbol y pasto), cuando crecen de forma diferente como resultado de los tratamientos aplicados. El efecto positivo de la cal sobre el pH, sobre todo en KCl, también se pone de manifiesto cuando se comparan las mismas dosis de lodo aplicadas en la misma fecha (CAL A1 y CAL A3 mostraron mayor pH que NO CAL A1 y NO CAL A3 en el año 2004 y CAL A2 y CAL A3 resultaron tener un mayor pH que NO CAL A1 y NO CAL A3, respectivamente, en el año 2009). Las diferencias entre estos pares de tratamientos homólogos en cuanto a dosis y fecha de aplicación del lodo se acrecientan cuando las extracciones realizadas por el mayor crecimiento del arbolado en las parcelas no encaladas se ven incrementadas. Del mismo modo, los mayores crecimientos del arbolado y el mayor desarrollo arbustivo cuando no se encala (NO CAL B1) en comparación a cuando se encala (CAL B1), junto a los mayores insumos de calcio, justifican los mayores pH encontrados en este último tratamiento. Resultados y Discusión 104 Si comparamos el efecto de la dosis o de la fecha de forma exclusiva dentro de las parcelas encaladas y no encaladas, observamos que solamente el tratamiento CAL A3 aumenta el pH en KCl cuando se compara con CAL B3 en los años 2004 y 2009 (mostrando un claro efecto de la dosis), y este mismo tratamiento (CAL A3) supone una mejora con respecto a CAL A2 en el año 2004 y con respecto a CAL A1 y CAL A2 en los años 2004 y 2009, mostrando un claro efecto de la fecha, derivado quizás del menor lavado descrito en CAL A3. Por tanto, el tratamiento CAL A3 es el que mejor conserva la fertilidad edáfica desde un punto de vista del pH tras diez años de desarrollo del sistema silvopastoral, sobre todo del pH en KCl o potencial, mostrando por lo tanto una mayor sostenibilidad edáfica. Sin embargo, la evaluación de diferentes fechas de aplicación de lodo realizada por Rigueiro-Rodríguez et al. (2010a) en terrenos agrícolas mostró una ausencia de respuesta significativa del pH del suelo a las diferentes fechas de aplicación del lodo, debido probablemente a las bajas temperaturas registradas a lo largo de su año de estudio, que igualarían los efectos de los tratamientos. A modo de resumen podemos señalar que, en general, el encalado en combinación con el lodo de depuradora urbana provocó una mejora del pH del suelo en comparación con el tratamiento control (NF), siendo este efecto claro para todas las dosis de lodo cuando observamos el pH en KCl después de diez años de plantación. El efecto del encalado cuando se comparan las mismas dosis y fechas de aplicación de lodo, de la dosis cuando se comparan los mismos tratamientos de encalado y fecha o de fechas cuando se comparan los mismos tratamientos de encalado y dosis de lodo, resultó depender tanto de los aportes de cationes realizados con el lodo o la cal como del lavado o de las extracciones realizadas por los cultivos del sistema silvopastoral. En general, podemos decir que se encontró un efecto positivo de la cal cuando se comparan dosis altas de lodo, y de la dosis y fecha de aplicación del lodo cuando se realizan aportes tardíos (en abril) de dosis altas de lodo en comparación con las dosis bajas o fechas más tempranas de aplicación, indicando una mayor sostenibilidad de los aportes de dosis altas de lodo en abril desde un punto de vista edáfico. 4.1.2. MATERIA ORGÁNICA EN EL SUELO Los resultados obtenidos al realizar el análisis de varianza del efecto de los diferentes tratamientos aplicados sobre el contenido de materia orgánica del suelo en los primeros 25 cm, muestran en el año 2001 un efecto significativo sobre el contenido de materia orgánica producido por las interacciones cal*fecha y dosis*fecha (p<0,05 y p< Resultados y Discusión 105 0,01, respectivamente), en el año 2004 la respuesta significativa la produjo el aporte de cal y lodo (p<0,05), mientras que en el año 2009 este efecto significativo se asocia a la triple interacción cal*dosis*fecha (p<0,01). Los niveles de materia orgánica en el suelo de nuestro estudio se encuentran comprendidos entre el 12 y el 19,5% en el año 2001, entre el 8,9 y el 23,5% en el año 2004; mientras que en el año 2009 este intervalo estuvo entre el 11,7 y el 25,9% (Fig. 19). Estos niveles de materia orgánica son similares a los obtenidos por Gil-Sotres et al. (2002) (11,20-20,51%) en suelos naturales de Galicia y superiores a los descritos por Sánchez-Rodríguez et al. (2002) en estudios realizados en Galicia en masa adultas de pino en suelos asentados sobre rocas básicas (13,1%) y por Zas y Alonso (2002) (7,611,7%) en un estudio sobre suelo forestal de Galicia. Asimismo, los niveles de materia orgánica obtenidos en el suelo de nuestro estudio son, en general, superiores a los descritos por Macías y Calvo de Anta (2001) en suelos agrícolas desarrollados sobre granitos (4,3-5,4%) y por Mosquera-Losada et al. (2010a) en terrenos agrícolas reforestados (7-12%). abc abc abc ab abc a a bc a c abc abc bc 0 5 10 15 20 25 30 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL % Tratamientos Materia orgánica Enero 2001 abc a ab abc bcd ab ab ab bcd bcd d bcd cd 0 5 10 15 20 25 30 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL % Tratamientos Materia orgánica Enero 2004 cd a ef b ef f cd cde def de f bc cd 0 5 10 15 20 25 30 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL % Tratamientos Materia orgánica Enero 2009 Fig. 19. Proporción de materia orgánica en el suelo (%) durante los años 2001, 2004 y 2009 para cada uno de los tratamientos aplicados. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3; NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2 3: diferentes fechas de aplicación del lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. Resultados y Discusión 112 de posiciones de cambio para la adsorción de cationes (Mombiela y Mateo 1984; Porta et al. 2003). La mejora de la CIC efectiva debido a los aportes de cal ha sido descrita en terrenos de monte desarbolados por López-Mosquera (1995) y en terrenos de monte repoblados con Pinus radiata por López-Díaz et al. (2007). Sin embargo, MosqueraLosada et al. (2010a), en un estudio desarrollado en terreno agrícola repoblado con chopo, no obtuvieron un efecto significativo de los aportes de cal en solitario sobre los niveles de CIC efectiva del suelo, debido al menor efecto de la práctica del encalado sobre las características físico-químicas en suelos con pH iniciales más elevados (pH en agua: 5,2). Por otro lado, en nuestra experiencia no se obtuvo una respuesta significativa de la CIC efectiva como consecuencia de las diferentes dosis de lodo ni de las distintas fechas de aplicación del mismo cuando se fertilizó sin encalar. Sin embargo, el aporte en solitario de lodo en un terreno de monte repoblado con pino radiata con dosis más altas (que implicaban unos insumos de 480 kg ha-1 de N total ) que las aplicadas en nuestro estudio (50 y 100 kg ha-1 de N total) provocó una mejora de la CIC efectiva del suelo (López-Díaz et al. 2007), al incrementar aquellos tratamientos en mayor medida los niveles de pH. En resumen, y del mismo modo que sucedía con el pH, el efecto del encalado sobre la CIC efectiva del suelo fue positivo, si bien el aporte de lodo sin encalado no afectó a esta variable, probablemente debido a los reducidos insumos de este residuo aplicados al suelo de esta experiencia. 4.1.3.1. Porcentaje de saturación de los elementos de cambio Los análisis de varianza para evaluar el efecto de los tratamientos sobre el porcentaje de saturación de cada catión en la CIC efectiva muestran una respuesta significativa a los aportes de cal en el caso del aluminio (p<0,001), calcio (p<0,001) y potasio (p<0,01) en los años 2004 y 2009; siendo la significación del 5 y del 1% en el caso del sodio en los años 2004 y 2009, respectivamente. Asimismo, durante el año 2004 se obtuvo una respuesta significativa del porcentaje de saturación de magnesio a la interacción cal*fecha (p<0,05), mientras que durante el año 2009 los porcentajes de saturación de aluminio (p<0,05) y calcio (p<0,05) respondieron además a la dosis de lodo aplicada. Resultados y Discusión 113 Los porcentajes de saturación de aluminio, calcio, sodio, potasio y magnesio (Fig. 21) variaron entre el 14 y el 55 %, 33,83 y 73 %, 3,8 y 4 %, 0,03 y 0,9 % y entre 6,26 y 10,60 % en el año 2004, respectivamente. En el año 2009, estos intervalos se vieron incrementados en el caso del aluminio (porcentaje de saturación comprendido entre el 8 y el 61%), calcio (29,43 y el 87,9 %) y sodio (1,83 y el 5,62 %) y reducidos en el caso del potasio (0,23 y el 0,73 %) y sobre todo en el magnesio (1,81 y el 3,11 %). Los valores de porcentaje de saturación de aluminio encontrados en nuestro suelo son similares a los obtenidos por López-Díaz et al. (2007) en terrenos de monte repoblados con Pinus radiata (4,82-76,64 %) pero superiores a los descritos en terrenos agrícolas repoblados con Pinus radiata (3-8 %) (Mosquera-Losada et al. 2006) y con fresno (11,66-24,15%) (Rigueiro-Rodríguez et al. 2010b). Los altos contenidos de aluminio encontrados en nuestro suelo, son consecuencia de la elevada acidez del mismo, tal y como reflejaba el pH obtenido en este estudio (4,7-5,3), que facilita la movilidad del aluminio (Smith 1996; Mosquera-Losada et al. 1999b; Porta et al. 2003; López-Díaz et al. 2007). Valores de saturación de aluminio superiores al 40 % limitan la producción de pasto en Galicia (Mombiela y Mateo 1984; Mosquera 1992). Los intervalos del porcentaje de saturación de calcio obtenidos en nuestro estudio son más amplios que los descritos por Mosquera-Losada et al. (2006) y Fernández-Núñez et al. (2007b) (5466%) en experiencias desarrolladas en terrenos agrícolas repoblados con pino radiata, con pH iniciales más altos, debido a que el pH inicial de nuestra experiencia, que es afectado por los diferentes tratamientos aplicados, se encuentra en un rango en el que se producen desde un punto de vista químico, los mayores cambios en la capacidad de precipitación del aluminio (catión dominante en suelos ácidos) (Porta et al. 2003). Los valores obtenidos de los porcentajes de saturación de potasio y magnesio en nuestro estudio son inferiores a los descritos por Fernández-Núñez et al. (2007b) en terrenos agrícolas repoblados con pino insigne (2-4 % y 10-20 %, respectivamente), probablemente debido a que la proporción de estos dos elementos resulta, de forma general, más reducida en terrenos de carácter ácido (López-Díaz et al. 2007). Los porcentajes de saturación de sodio descritos en suelo agrícola (2-3,7 %) (FernándezNúñez et al. 2007b) y en suelo de monte reforestado con Pinus radiata D. Don (2-5 %) (Rodríguez-Barreira 2007) fueron similares a los de nuestro estudio. Resultados y Discusión 114 Fig. 21. Presencia de los diferentes cationes de cambio (%) según los tratamientos aplicados durante los años 2004 y 2009. Donde: CAL: 2,5 Mg CaCO3; NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación de lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. Resultados y Discusión 115 La aplicación de cal alteró la proporción relativa de los cationes más abundantes de la CIC efectiva (Ca2+ y Al3+) cuando se comparan las mismas dosis y fechas de aplicación de lodo en el año 2004. Así, la secuencia de los porcentajes de los cationes de cambio fue Ca2+ > Al3+ > Mg2+ > Na+ > K+, en el caso de las parcelas encaladas, y Al3+ > Ca2+ > Mg2+ > Na+ > K+ en el caso de las no encaladas. Sin embargo, durante el año 2009, las parcelas no encaladas que recibieron lodo presentaron una secuencia similar de los porcentajes de saturación de los cationes de cambio a la de las parcelas encaladas (Ca2+ > Al3+ > Na+ > Mg2+ > K+), justificándose porque, si bien a corto plazo el efecto del encalado sobre la proporción relativa de los principales cationes de cambio es importante (Mälkönen et al. 1999), a largo plazo la capacidad encalante del lodo, derivada de su contenido en calcio, produce un incremento del porcentaje de saturación de este elemento (Andrade-Couce et al. 1985a; García et al. 1986; López-Díaz et al. 2007), desplazando al aluminio en el complejo de cambio en las parcelas no encaladas previamente (Munns 1965; Mombiela 1983b; López-Mosquera 1995; Benbi y Nieder 2003, Mosquera-Losada et al. 2010), tal y como sucedía con el pH y a pesar de las reducidas dosis de lodo aplicadas en este estudio. Durante los años 2004 y 2009 en las parcelas encaladas se produjo una modificación de la proporción relativa de los diferentes cationes de cambio en el suelo en comparación con el tratamiento control (NF). El tratamiento control (NF) presenta el aluminio como catión dominante mientras que es el calcio el que domina en el caso de las parcelas que recibieron enmiendas calizas, tal y como observaron López-Díaz et al. (2007). Las parcelas encaladas en el año 2004 y las que recibieron lodo en combinación o no con cal en el año 2009, mostraron un mayor porcentaje de saturación de calcio y un menor porcentaje de saturación de aluminio que el tratamiento control (NF). El efecto positivo del lodo sobre el porcentaje de saturación de calcio y el negativo sobre el porcentaje de saturación de aluminio fue encontrado por López-Díaz et al. (2007) en terreno de monte repoblado con pino radiata y por Mosquera-Losada et al. (2010a) en terreno agrícola repoblado con chopo, con aplicaciones, en ambos casos, de dosis de lodo superiores a las descritas en este estudio. Sin embargo, el poder encalante del residuo nueve años después de la plantación sigue siendo menor que el de la cal, debido a los menores insumos de calcio realizados con el lodo. El efecto del aporte de cal se pone también de manifiesto, tanto en el año 2004 como en el año 2009, pues todas las parcelas encaladas mostraron unos mayores porcentajes de saturación de calcio y unos menores porcentajes de saturación de aluminio, cuando se comparan con sus homólogos Resultados y Discusión 116 coincidentes en dosis y fechas de aplicación, si exceptuamos los aportes de lodo en febrero, tanto en dosis bajas como altas (CAL B1 vs NO CAL B1 y CAL A1 vs NO CAL A1, respectivamente), pudiendo justificarse por el mayor lavado de calcio al ser aportes tempranos de lodo en las parcelas encaladas que igualó los niveles de calcio y aluminio debido a la respuesta de la vegetación. Esta justificación también es válida para explicar el mayor contenido de calcio en el tratamiento CAL A3 en comparación con CAL A1 en el último año de estudio. Tal y como se desprende de nuestro estudio, el porcentaje de saturación de aluminio es una variable más sensible que el pH al aporte de calcio, ya sea mediante encalado (Piñeiro et al. 1977; Mombiela 1983 y Mombiela y Mateo 1984) o a través del aporte de lodo (López-Díaz et al. 2007); y por ello se emplea como criterio a la hora de calcular las dosis apropiadas de calcio a aportar en el suelo para promover el desarrollo de diferentes tipos de cultivos (Ferreiro-Domínguez et al. 2011). Los otros elementos constituyentes de la CIC efectiva pueden considerarse minoritarios al no representar entre todos ellos más del 15 % del complejo de cambio (Ferreiro-Domínguez et al. 2011). En el caso del sodio se observó un incremento de su proporción en el complejo de cambio con el paso del tiempo; ya que es un elemento presente en concentraciones muy superiores en el lodo; en relación con el suelo (Whitehead 2000), a pesar de que de todos los cationes componentes de la CIC efectiva es el de mayor solubilidad (Na+ > K+ > Mg2+ > Ca+2 > Al+3) (Porta et al. 2003), por lo que las precipitaciones pueden reducir sus niveles en suelo a medida que pasa el tiempo, tal y como describe Rodríguez-Barreira (2007) en una experiencia realizada en terreno de monte. Sin embargo, en nuestro estudio se observa como este elemento sustituye al magnesio con el paso del tiempo en los diferentes tratamientos evaluados, incluido el testigo (NF), pudiéndose justificar por la interceptación que realiza el arbolado (Pinus radiata) del sodio constituyente de la sal marina, la cual se encuentra suspendida en el aire y se dirige desde la costa hacia la zona interior de Galicia (Giddens et al. 1997), incorporándose al suelo con las precipitaciones, lo que coincide con lo observado por Mosquera-Losada et al. (2006) y Fernández-Núñez et al. (2007b) en estudios llevados a cabo en nuestra comunidad autónoma. El porcentaje de saturación de sodio resultó ser mayor en el tratamiento control (NF) que en los otros tratamientos que recibieron cal en los dos años evaluados, no siendo la respuesta inicial tan clara en el caso de las parcelas no encaladas cuando se compara con el tratamiento testigo (NF), aunque en el último año todas las parcelas que Resultados y Discusión 117 recibieron dosis altas de lodo sin encalado mostraron unos menores niveles de sodio que el tratamiento control (NF). Los mayores niveles de sodio del tratamiento testigo (NF) en comparación con las parcelas encaladas puede explicarse por la mayor presencia de especies arbustivas en el tratamiento control (NF), que pudieron introducir sodio en el sistema derivado de la sal marina caída con el agua de lluvia, tal y como sucede con el arbolado. La menor presencia de sodio en las parcelas encaladas y que recibieron dosis altas de lodo, a pesar de las elevadas concentraciones de sodio en el lodo aplicado, se justifica por la mejor incorporación y mineralización del residuo en las parcelas encaladas, lo que pudo incrementar los niveles de sodio inicialmente en el suelo y, por tanto, su lavado, al ser éste uno de los elementos más móviles en el suelo, debido a su elevada solubilidad (Porta et al. 2003), disminuyendo por tanto su presencia en el complejo de cambio en las parcelas que recibieron lodo. Esta incorporación y mineralización resultó ser más lenta en las parcelas no encaladas, aunque después de diez años los niveles de sodio en el tratamiento control (NF) resultaron ser significativamente superiores a los de las parcelas encaladas. La mayor tasa de incorporación y mineralización constatable por el mayor pH de las parcelas encaladas explica también los menores niveles de sodio en las parcelas encaladas que en las parcelas no encaladas cuando reciben dosis bajas de lodo de forma tardía, cuando la probabilidad de lavado es menor en comparación con los aportes tempranos. Sin embargo, Rodríguez-Barreira (2007) en terreno de monte repoblado con pino radiata y Morán-Zuloaga (2009) en terreno agrícola repoblado con chopo no observaron diferencias significativas producidas por los aportes de cal y lodo sobre el porcentaje de saturación de sodio, probablemente debido a las mayores precipitaciones registradas durante sus años de estudio, que provocaron un lavado del sodio en todas las parcelas y por la menor presencia de especies arbustivas en los tratamientos control de los estudios de Rodríguez-Barreira (2007) y Morán-Zuloaga (2009). De igual modo, el porcentaje de saturación de magnesio resultó ser menor en todas las parcelas encaladas, a excepción de CAL B3, en comparación con el tratamiento control (NF) durante el año 2009, lo que también podría explicarse por los elevados niveles de magnesio existentes en el lodo que se incorporaron más rápidamente cuando se encaló, tal y como describen Edmeades et al. (1983), Mosquera-Losada et al. (2002), Fystro y Bakken (2005) y López-Díaz et al. (2007), y favoreciendo el posterior lavado del magnesio del sistema. Pero, además, el fuerte antagonismo existente entre el calcio y el magnesio contribuye a esta disminución del porcentaje de saturación de magnesio en Resultados y Discusión 118 las parcelas encaladas (O´Riordan et al. 1987; Vivekanadan et al. 1991; RigueiroRodríguez et al. 2007; Ferreiro-Domínguez et al. 2011). La menor proporción de calcio en el complejo de cambio de las parcelas no encaladas que recibieron dosis altas de lodo de forma tardía también justifica la mayor presencia de magnesio en las parcelas no encaladas en comparación con las encaladas. Al igual que sucedía con los porcentajes de saturación de sodio y magnesio, se observó un efecto negativo del aporte de lodo (se encalase previamente o no) sobre los niveles de saturación de potasio en el suelo. El aporte de potasio realizado con el lodo es en general pequeño debido, en primer lugar, a las bajas dosis de lodo aplicadas en esta experiencia, en segundo lugar, a los reducidos niveles de potasio habitualmente encontrados en los lodos de depuradora (Mosquera-Losada et al. 2009d; FerreiroDomínguez et al. 2011) y en tercer lugar a las mayores extracciones realizadas por el arbolado y el pasto en las parcelas abonadas con lodo en comparación con el tratamiento control (NF). Además, existe un fuerte antagonismo entre el potasio y el calcio (Barber 1995; Rigueiro-Rodríguez et al. 2007; Ferreiro-Domínguez et al. 2011), que hace que el potasio se mueva hacia lugares más débilmente ligados del complejo de cambio, con lo que se favorece su lavado (Barber 1995). La mejora observada en el porcentaje de saturación de potasio en el suelo del tratamiento control (NF) en relación a los demás tratamientos puede explicarse por las mayores extracciones realizadas por el arbolado o por el pasto en los diferentes tratamientos que recibieron enmiendas y/o fertilización en comparación con el testigo. El efecto negativo del aporte de lodo sobre el porcentaje de saturación de potasio depende del tipo de lodo aplicado. Así, Mosquera-Losada et al. (2006) en terreno agrícola observaron como en parcelas en las que se repobló con pino radiata los porcentajes de saturación del potasio en el complejo de cambio se vieron favorecidos por la aplicación de lodos procedentes de industria láctea (más ricos en potasio que los procedentes de depuradora urbana) y sobre todo cuando se complementan con abono potásico mineral. Los menores niveles de potasio obtenidos en CAL A1, en comparación con NO CAL A1, se justifican por los mayores niveles de pH del primer tratamiento, derivados de los mayores niveles de calcio, que pudieron desplazar al potasio debido a su antagonismo, lo que también explica los menores niveles de este elemento en las parcelas encaladas que recibieron lodo en abril (CAL A3) en comparación con su homólogo sin encalar (NO CAL A3). En resumen, el porcentaje de saturación de calcio se vio muy favorecido por el encalado y el aporte de lodo, a corto y largo plazo, respectivamente, obteniéndose el Resultados y Discusión 119 efecto contrario sobre los niveles de aluminio. El porcentaje de saturación de sodio se vio incrementado del año 2004 al año 2009, de forma general, en todos los tratamientos evaluados (excepto en CAL B2 y CAL B3) y en el tratamiento control (NF), a pesar de su elevada solubilidad, probablemente debido a la interceptación y transferencia al suelo que realiza el arbolado de la sal marina procedente de la costa gallega, y en especial a la mayor presencia de especies arbustivas en el tratamiento control, que podrían tener un efecto similar. Los niveles de saturación de magnesio y potasio en el suelo se vieron reducidos con el paso del tiempo en los tratamientos que recibieron cal, debido al fuerte antagonismo de estos elementos con el calcio, que favoreció el lavado de los mismos, lo que se incrementó en los primeros años por el aporte de cal y posteriormente por la aplicación de lodo. 4.1.4. METALES PESADOS EN EL SUELO 4.1.4.1. Cobre total y extraído por el método Mehlich en el suelo El resultado de los análisis de varianza realizados para evaluar el efecto de los tratamientos sobre el contenido de cobre total y extraído por el método de Mehlich en suelo muestra que el contenido de cobre total no se vio influenciado de forma significativa por los diferentes tratamientos aplicados durante los dos años estudiados. Sin embargo, el cobre extraído por el método Mehlich respondió de forma significativa a la interacción cal*dosis (p<0,05) en el año 2004 y a la dosis de lodo aplicada (p<0,05) en el año 2009. El rango de variación de cobre total en suelo (Fig. 22a) estuvo comprendido entre 9,1 y 19,5 mg kg-1 durante los años 2004 y 2009, respectivamente, valores situados en la parte inferior del intervalo considerado habitual por Davies (1980) (10-80 mg kg-1), Kabata y Pendías (1985) (6-60 mg kg-1), Loué (1988) (10-80 mg kg-1), Barber (1995) (1-50 mg kg-1) y por Domínguez-Vivancos (1997) (3-100 mg kg-1), y similares a los obtenidos por Mosquera-Losada et al. (2009b) (11-20 mg kg-1) en suelo agrícola repoblado con Pinus radiata D. Don en la región gallega. En todo caso, nuestro rango de valores fue siempre menor que el límite máximo señalado por la legislación española para suelos en los que se pueden aplicar lodos de depuradora (50 mg kg-1) (R.D. 1310/1990). Los valores obtenidos de cobre en suelo extraídos por el método Mehlich (Fig. 22b) en el primer año de estudio oscilaron entre 0,07-0,50 mg kg-1 mientras que en el año Resultados y Discusión 120 2009 se elevaron y estuvieron comprendidos entre 0,27 y 1,51 mg kg-1. Las cantidades de cobre extraído por el método Mehlich fueron, durante los dos años de estudio, muy pequeñas en comparación con los contenidos de cobre total en suelo (QuinteiroRodríguez 1994; El-Demersdashe et al. 1995), a pesar de que a pH ácidos se incrementa la disponibilidad de este elemento (Porta et al. 2003). La proporción de este metal que se encuentra de forma asimilable para las plantas en nuestro estudio es muy reducida, probablemente por encontrarse en su mayor parte ligado a la materia orgánica (Andrade et al. 1985b; El-Demerdashe et al. 1995; Taylor et al. 1995; Canet et al. 1998; Quinteiro-Rodríguez et al. 1998). Durante los dos años evaluados, los intervalos de cobre en suelo extraídos en la solución Mehlich fueron superiores a los detectados por Gómez-Liste (2002) (0-0,06 mg kg-1) en un ensayo en donde se aplicaron lodos de lechería en suelo, debido a los reducidos niveles de cobre que presenta este residuo agroindustrial, e inferiores a los obtenidos por Rodríguez-Barreira (2007) (10,1-18,5 mg kg-1) y Mosquera-Losada et al. (2009a) (0,1-2,7 mg kg-1) en suelos de monte de Galicia repoblados con Pinus radiata D. Don, en los que se fertilizaba con unas dosis de lodo de depuradora urbana muy superiores a las nuestras (aportes entre 160 y 480 kg N total ha-1), lo que justifica los mayores valores obtenidos en comparación con los de nuestro estudio. Los valores de cobre extraídos por el método Mehlich en nuestro trabajo se situaron siempre en la parte inferior del intervalo detectado por Taylor et al. (1995), Canet et al. (1998) y Monterroso et al. (1999) (0,6-17,6 mg kg-1) en terrenos de escombreras. Resultados y Discusión 121 a) 0 5 10 15 20 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL mg kg -1 Tratamientos Cobre Enero 2009 0 5 10 15 20 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL mg kg -1 Tratamientos Cobre Enero 2004 b) bcd d bc bc b a cd bcd bcd bcd bcd bc bc 0 0,4 0,8 1,2 1,6 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL mg kg -1 Tratamientos Cobre Enero 2004 b b b b b a b b b b b b b 0 0,4 0,8 1,2 1,6 B1 B2 B3 A1 A2 A3 NF B1 B2 B3 A1 A2 A3 CAL NO CAL mg kg -1 Tratamientos Cobre Enero 2009 Fig. 22. a) Contenido de cobre total, y b) cobre extraído por el método Mehlich (mg kg-1) en suelo, para cada uno de los tratamientos aplicados durante los años 2004 y 2009. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, NF: no fertilizado; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); 1, 2, 3: diferentes fechas de aplicación de lodo correspondientes a febrero, marzo y abril. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. La ausencia de respuesta del contenido de cobre total en suelo a los diferentes tratamientos aplicados en este estudio se puede justificar por los bajos niveles de cobre en la cal y por los reducidos aportes que se hacen de este elemento con las reducidas dosis de lodo aplicadas en este ensayo (Fig.22a), coincidiendo con la respuesta obtenida por Morán-Zuloaga (2009) en terreno agrícola. También hemos de tener en cuenta que hubo una mayor extracción por parte del arbolado y del pasto de este elemento en las parcelas en las que las dosis altas de lodo mejoraron la producción de pasto y/o del arbolado que reduciría las diferencias entre tratamientos de los niveles de cobre total en el suelo (O´ Riordan et al. 1994; Tsadilas et al. 1995; Canet et al. 1996 y Krebs et al. 1998). Sin embargo, el aporte de dosis de lodo mayores a las de este estudio en un suelo forestal (500 Mg ha-1) incrementaron los niveles de cobre total en suelo (Brallier et al. Resultados y discusión 227 incrementar el secuestro de carbono a escala global (Jandl et al. 2007; Reynolds et al. 2007). Por otra parte, durante los nueve años evaluados en esta experiencia, se obtuvieron unos porcentajes de contribución al balance final de carbono por parte de los diferentes componentes del sistema silvopastoral situados en los intervalos 38-76 %, 1-2 %, 3-5 % y 13-50 % (para el arbolado, acículas, pasto y suelo, respectivamente) (Fig. 44), mientras que el rango de las emisiones (animales + suelo) estuvo comprendido entre el 2 y el 7 %. De forma general, e independientemente del tratamiento aplicado, el estrato arbolado y el suelo presentaron la mayor capacidad de fijación de carbono, aunque de forma no significativa, como encontraron Fernández-Núñez et al. (2010) en terreno agrícola reforestado. Sin embargo, en el tratamiento control (NF) se observa como la capacidad de secuestro de carbono por parte del suelo se incrementa en un 24 % con respecto a la de la masa arbolada, probablemente debido al menor desarrollo del arbolado en las parcelas que no recibieron fertilización, como consecuencia de la competencia ejercida por las especies arbustivas, así como por la menor fertilidad en el suelo de las parcelas con ausencia de fertilización, que favoreció el desarrollo de los arbustos, lo que pudo incrementar el carbono edáfico. Por otro lado, las pérdidas de carbono producidas por el ganado fueron muy bajas, debido a la baja capacidad de carga ganadera media que sostiene este sistema silvopastoral. De hecho, y tal como podemos observar en la Fig. 44, en la mayor parte de los casos, las pérdidas de carbono se compensaron con el carbono secuestrado por el pasto y por las acículas (Vesterdal et al. 2002), coincidiendo con lo observado por Fernández-Núñez et al. (2010) en terreno agrícola. Resultados y Discusión 228 SUELO Parte aérea Pinocha Parte radical Parte aérea Parte radical B1 4,36 0,16 1,52 0,12 0,31 5,91 0,15 0,11 0,23 A1 5,89 0,23 1,96 0,10 0,23 1,33 0,13 0,10 0,26 B1 7,94 0,17 2,56 0,17 0,32 7,49 0,16 0,12 0,24 A1 4,34 0,15 1,52 0,15 0,26 2,15 0,15 0,11 0,28 0,26 8,52 NF 2,72 0,11 1,01 0,21 0,18 4,92 0,21 CAL 11,89 9,25 NO CAL 18,13 8,03 BALANCE DE CARBONO (Mg C ha -1 año -1 ) Emisiones de CH 4 (Mg C ha -1 año -1 ) Emisiones de NO 2 (Mg C ha -1 año -1 ) Emisiones de NO 2 (Mg C ha -1 año -1 ) 0,16 TRATAMIENTOS ÁRBOL (Mg C ha -1 año -1 ) PASTO (Mg C ha -1 año -1 ) SUELO (25 cm) (Mg C ha -1 año -1 ) GANADO Tabla 38. Balance del ciclo de carbono (Mg C ha-1 año-1) durante el periodo de tiempo estudiado (2000-2008) en el sistema silvopastoral establecido. Donde: CAL: 2,5 Mg CaCO3; B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: No fertilizado; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero. Resultados y Discusión 229 38% 1% 4% 50% 7% TRATAMIENTO CONTROL (NF) Árbol Acículas Pasto Suelo Emisiones (Animales + suelo) 45% 1,0% 4% 46% 4% CAL B1 76% 2% 4% 13% 5% CAL A1 55% 1% 3% 39% 2% NO CAL B1 64% 2% 5% 23% 6% NO CAL A1 Fig. 44. Porcentaje de contribución de los diferentes componentes del sistema silvopastoral al balance final de carbono en cada tratamiento evaluado durante el periodo 2000-2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: tratamiento control; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero. Si nos centramos en la proporción relativa de carbono acumulado en cada componente del sistema silvopastoral en el último año del estudio, y tal como se refleja en la Tabla 39, el suelo fue el componente del sistema silvopastoral que mayor contenido de carbono acumuló con independencia del tratamiento aplicado (65,74-82,65 %), superando en más del triple al carbono secuestrado por el pasto (1,54-1,72 %), respuesta también observada en terreno agrícola por Fernández-Núñez et al. (2010). De hecho, es ampliamente reconocido el importante papel de los suelos sobre el balance global de carbono en la atmósfera, siendo el destino final de la mayor parte del carbono fijado por la fotosíntesis en los ecosistemas terrestres (Lal 2004, 2005; Dresner et al. Resultados y Discusión 230 2007), en donde puede residir cientos de años (Bouwman 1990). En segundo lugar se encuentra el arbolado proporcionando una contribución relativa de carbono al balance final durante el último año de estudio comprendida entre el 15,63% y el 32,70%, correspondiéndose como era de esperar, los mayores porcentajes de contribución con aquellos tratamientos que favorecieron el crecimiento del árbol. Arbol Pinocha Pasto Suelo B1 21,65 bc 0,57 1,54 76,24 ab A1 31,77 a0,93 1,56 65,74 c B1 31,00 a0,51 1,58 66,91 c A1 25,93 ab 0,65 1,72 71,70 bc 15,28 c0,35 1,72 82,65 a % Carbono Acumulado Tratamientos CAL NO CAL NF Tabla 39. Acumulación relativa de carbono (estimada a partir de Mg C ha-1) en los diferentes componentes del sistema silvopastoral durante el año 2008. Donde: CAL: 2,5 Mg ha-1 de CaCO3, B: dosis baja de lodo (50 kg ha-1 de N total); A: dosis alta de lodo (100 kg ha-1 de N total); NF: tratamiento control; 1: fecha de aplicación del lodo correspondiente al mes de febrero. Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos. Durante el año 2008, las parcelas que recibieron los tratamientos CAL A1, NO CAL B1 y NO CAL A1, presentaron un porcentaje de contribución de carbono por parte del componente arbolado (31,77 %, 31 % y 25,93 %, respectivamente) significativamente superior del tratamiento control (NF) (15,28 %) (Tabla 39), debido al efecto positivo de la fertilización con lodo de depuradora sobre el desarrollo del arbolado, coincidiendo con lo observado por Conant et al. (2001), Dupraz et al. (2005) y Fernández-Núñez et al. (2010). Sin embargo, el suelo del tratamiento control (NF) presentó, de forma general, un porcentaje de contribución de carbono (82,65 %) significativamente superior al de las parcelas fertilizadas con lodo, debido a que en el tratamiento control (NF), tal y como se comentó en apartados anteriores, predominaron las especies arbustivas, las cuales presentan una mayor capacidad de fijación de carbono Resultados y Discusión 231 edáfico que las especies herbáceas (Jobbágy y Jackson 2000) debido a los elevados contenidos de lignina presentes en su composición, la cual reside durante largo tiempo en el suelo (Oades 1988; Concha et al. 2007) compensando así el menor aporte de carbono por parte del arbolado presente en el tratamiento control (NF) (Sauer et al. 2007). El tratamiento control (NF) presentó durante todo el estudio los menores crecimientos del arbolado, lo que, contribuyó al incremento del carbono acumulado en el suelo de este tratamiento, ya que el menor desarrollo arbolado incrementó la luminosidad del sotobosque y la temperatura del suelo, favoreciendo la incorporación del material senescente y de las raíces, y por tanto el incremento de carbono en el suelo del tratamiento control (NF) (Mosquera-Losada et al. 2011b). El reducido pH en el suelo del tratamiento control (NF) también redujo la tasa de mineralización de la materia orgánica, elevando el contenido de carbono en el suelo de este tratamiento. Por otro lado, y coincidiendo con lo señalado por Dixon (1995) y Fernández-Núñez et al. (2010), autores que obtuvieron un aumento de la fijación de carbono al transformar zonas agrícolas en zonas arboladas, la contribución del pasto al balance total de carbono fue muy reducida, no superando en ningún caso el 2,5 %, debido a la mayor capacidad de secuestro de carbono por parte del arbolado (Tabla 39). Los efectos de los diversos usos de la tierra en el secuestro de carbono han sido también objeto de estudio, con especial atención en el trópico. Así, en el trabajo de Kirby y Potvin (2007), al comparar tres clases de uso de la tierra en el trópico (bosque manejado, sistema agroforestal y pastizal) encuentran sustanciales diferencias en el contenido en carbono de los tres ecosistemas (335 Mg C ha-1, 145 Mg C ha-1 y 46 Mg C ha-1, respectivamente), lo que evidencia que la protección de los bosques, evitando su conversión en pastizal, tiene un efecto muy positivo en el potencial de secuestro de carbono. Sin embargo, dado que las especies que más contribuyen son también las más apreciadas para su aprovechamiento maderero, los autores son más favorables al sistema agroforestal, como mejor equilibrio entre el secuestro de carbono y el mantenimiento de la biodiversidad (Pardos 2010). Como conclusión señalaremos que, después de nueve años de estudio, el sistema silvopastoral establecido en esta experiencia vio incrementada su capacidad de fijación de carbono, siendo la contribución porcentual de cada uno de los compartimentos estudiados a la fijación de carbono atmosférico durante el último año de estudio la siguiente: suelo > arbolado > pasto herbáceo, alcanzándose los mayores valores absolutos del balance final del ciclo de carbono en las parcelas que recibieron el Resultados y Discusión 232 tratamiento B1 NO CAL, aunque de forma no significativa, debido a los mayores aportes de carbono acumulado en el suelo y en la masa arbolada de dicho tratamiento. Sin embargo, el suelo del tratamiento control (NF) fue el componente del sistema silvopastoral que presentó el mayor porcentaje de contribución de carbono, pero la alta representación de especies arbustivas en NF incrementaría el peligro de incendio en este tratamiento, aumentándose así el riesgo de pérdida del carbono almacenado en el suelo. 5. CONCLUSIONES Conclusiones 233 5. CONCLUSIONES SUELO  La combinación de enmiendas calizas y lodo de depuradora urbana, sobre todo las dosis altas, provocó, de forma general, un incremento del pH del suelo, de la CIC efectiva y de los niveles de calcio y sodio en el complejo de cambio. Por el contrario, condujo a una disminución de los niveles de aluminio, de magnesio y de potasio en el complejo de cambio, debido al fuerte antagonismo de estos elementos con el calcio.  La falta de respuesta significativa del contenido de cobre y zinc total en suelo a los diferentes tratamientos aplicados se justifica por los bajos niveles de cobre en la cal, por las reducidas dosis de lodo aplicadas en este estudio y por las extracciones realizadas por el arbolado y por el pasto. Asimismo, no se obtuvieron diferencias significativas entre los diferentes tratamientos en relación al contenido total y extraído por el método Mehlich en el suelo de cromo, plomo y níquel, debido a las reducidas dosis de lodo aplicadas en este estudio, así como por los altos niveles de materia orgánica encontrados en el suelo, los cuales reducirían la disponibilidad de estos elementos.  En relación al efecto de las diferentes fechas de aplicación del lodo sobre el contenido de elementos en el suelo, señalaremos que los cationes presentes en mayor proporción en el lodo, como el cobre y el zinc, se encuentran en mayor medida ligados a las aplicaciones tardías, probablemente debido a la mejor incorporación y mineralización del lodo en el suelo en esas fechas. ARBOLADO  La respuesta de las variables del arbolado evaluadas (porcentaje de marras, altura total, diámetro, cobertura del suelo y pinocha) a los aportes de cal y lodo, dependió de la fase de desarrollo del arbolado y de la relación de competencia que se establece entre el pasto y el arbolado a medida que pasa el tiempo. Las mejoras causadas por el aporte de cal y lodo incrementaron el desarrollo de las especies pratenses sembradas, limitando el crecimiento inicial del arbolado. Posteriormente, la combinación de dosis altas de lodo con cal favorece el crecimiento del arbolado, inicialmente en altura y después en diámetro, lo que no ocurre con las dosis bajas, ya que el aporte de nutrientes es menor. Finalmente, en aquellos tratamientos en los Conclusiones 234 que se detectó una mayor proporción de especies arbustivas al final del estudio, se redujo el crecimiento del arbolado, ya que a medida que se desarrolla el arbolado, la separación del espacio radical entre las especies herbáceas y arbóreas favorece el crecimiento del arbolado, pero, por el contrario, la presencia de especies arbustivas lo reduce, ya que sus sistemas radicales compiten por agua y nutrientes. PASTO  La respuesta de la producción de fitomasa aérea total del sotobosque y de la producción potencial y real de pasto a los diferentes tratamientos aplicados se vio limitada por las inadecuadas condiciones meteorológicas de determinados años del estudio. Cuando éstas mejoraron, la producción de fitomasa aérea total del sotobosque se vio favorecida por el aporte temprano o tardío de lodo. En los últimos años del estudio, la producción de fitomasa aérea total del sotobosque estuvo fuertemente vinculada a la producción de pinocha, que limita el desarrollo de las especies herbáceas, obteniéndose las mayores producciones potenciales de pasto donde la biomasa de pinocha fue menor, así como las mayores producciones reales de pasto donde la cobertura arbolada fue menor.  La representación de musgo en la fitomasa aérea del sotobosque se incrementa con el paso del tiempo, debido al aumento de la humedad producido por la mayor cobertura arbolada y la mayor biomasa de pinocha sobre el suelo. Por el contrario, la proporción de material senescente disminuye con el tiempo, debido a la menor producción real de pasto como consecuencia del incremento de cobertura arbolada. La aplicación de enmiendas calizas redujo el porcentaje de musgo, debido al incremento del pH y a la mejora de la estructura del suelo que provoca esta enmienda. Sin embargo, la aplicación de cal incrementó la proporción de material senescente, justificándose por el efecto positivo de los aportes de cal sobre la proporción de dactilo en el pasto.  La aplicación de enmiendas calizas, así como la fertilización de forma tardía con dosis altas de lodo de depuradora urbana, incrementaron la presencia de especies sembradas en el pasto y la presencia de dactilo en todos los cortes, mientras que la presencia de trébol blanco y raigrás inglés fue prácticamente nula a partir del año 2004, debido a la elevada acidez del suelo, a las sequías detectadas durante los años iniciales del estudio y al aumento posterior de la cobertura forestal. La mayor proporción de especies espontáneas herbáceas se obtuvo en el tratamiento control Conclusiones 235 (NF), probablemente debido a la alta competencia ejercida por la especie sembrada Dactylis glomerata en las parcelas en donde se aplicó cal y lodo.  La mayor proporción de especies arbustivas al final del estudio estuvo unida a los tratamientos en los que el crecimiento del arbolado fue menor, debido a la alta competencia en profundidad ejercida por las raíces de las especies de matorral con el arbolado.  Los niveles de cobre y zinc en planta en este estudio resultaron encontrarse dentro del intervalo considerado como normal en pastos de la región templada. No se obtuvo un efecto claro de los tratamientos aplicados, probablemente debido a los bajos insumos de cobre y de zinc realizados, al efecto de los tratamientos sobre la fertilidad del suelo y el desarrollo de la vegetación, influenciado todo ello por la gran variabilidad de las condiciones meteorológicas detectadas en la zona durante el periodo de estudio. BALANCE DE CARBONO  En relación con la contribución de cada uno de los componentes del sistema a la fijación de carbono, el suelo fue el más importante, seguido del arbolado y, finalmente, el pasto herbáceo. El suelo del tratamiento control (NF) fue el componente del sistema silvopastoral que presentó mayor porcentaje de contribución de carbono al sistema, pero la alta representación de especies arbustivas encontradas en NF incrementaría el peligro de incendio en este tratamiento, aumentando el riesgo de pérdida del carbono almacenado en el suelo. Bibliografía 242  Appels, D. (2001). Forest rotation lenghs under carbon sequestration payments. Conference of economists University of Western. Australia. Perth  Austin, A.T. and. Vitousek, P.M. (1998). Nutrient dynamics on a rainfall gradient in Hawai’i. Oecologia. 113: 519-529  Bailey, J.S. (1995). Liming and nitrogen efficiency: some effects of increased calcium supply and increased soil pH on nitrogen recovery by perennial ryegrass. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 26 (7-8): 1233-1246  Báez, D., Louro, A., Roca, A., Castro, J., García, M.I. (2009). Emisiones de óxido nitroso en pastoreo rotacional. Ecología y botánica de Pastos.163-170  Balboa, M.A. (2005), Biomasa arbórea y estabilidad nutricional de los sistemas forestales de Pinus pinaster Ait., Eucalyptus globulus Labill. y Quercus robur L. en Galicia. Tesis Doctoral. Universidad de Santiago de Compostela. 244 p  Balocchi, O.A. and Phillips, C.J.C. (1997). Grazing and fertilizer management for establishment of Lotus uliginosus and Trifolium subterraneum under Pinus radiata in southern Chile. Agroforestry Systems. 37: 1-14  Barbarick, K.A., Ippolito, J.A., Westf-all, D.G. (1998). Extractable trace elements in the soil profile after years of biosolids application. Journal of Environmental Quality. 27: 801-805  Barber, S.A. (1995). Soil nutrient bioavailability. A mechanistic approach. John wiley and Sons. New Zealand. 384 p  Beaton, A., Hislop, M. (2000). Trees in agroforestry systems. En: M. Hislop, J. Clarige (eds). Agroforestry in the UK. 122: 31-43  Belesky, D.P. (2005). Growth of Dactylis glomerata along a light gradient in the central Appalachian region of the eastern USA: I. Dry matter production and partitioning. Agroforestry Systems. 65: 81-90.  Bell, P.F., James, B.R., Chaney, R.L. (1991). Heavy metal extractability in longterm sewage sludge and metal salt-amended soils. Journal of Environmental Quality. 20 (2): 481-486  Benavides, R., Douglas, Grant B., Osoro, Koldo. (2009). Silvopastoralism in New Zealand: review of effects of evergreen and deciduous trees on pasture dynamics. Agroforestry Systems. 76 (2): 327-350  Benbi, D.K. y Nieder, R., (2003). Handbook of processes and modeling in the SoilPlant System. Haworth Press Inc. New York. 762 p Bibliografía 243  Benemann, J.R. (1992). The use of iron and other trace element fertilizers in mitigating global warming. Journal of Plant Nutrition. 15: 2277-2313  Berra, G. y Finster, L. (2002) Emisión de gases de efecto invernadero, influencia de la ganadería argentina (http://www.produccionovina.com.ar/sustentabilidad/50efecto_invernadero.pdf).  Berti, W.R. y Jacobs, L.W. (1998). Distribution of trace elements in soil from repeated sewage sludge applications. Journal Environmental of Quality. 27 (6): 1280-1286  Binkley, D., Carter, R. y Allen, H.L. (1995). Nitrogen fertilization practices in Forestry. In: Bacon, P.E. (ed). Nitrogen fertilization in the environment. Nº 57. Marcel Dekker. Inc. New York. 421-442  Birk, E.M. (1992). Nitrogen availability in radiata pine plantations of former pasture sites in southern News South Wales. Plant and Soil. 143:115-125  BOE (1990). Real Decreto 1310/1990, de 29 de octubre, por el que se regula la utilización de los lodos de depuración en el sector agrario. Ministerio Agricultura, Pesca y Alimentación, Madrid, España  Bolt, G.H., Bruggenwert, M.G.M., Kamsforst, A. (1976). Adsorbsion of cation in soil. In: Bolt GH, Bruggenwert MGM (eds). Soil chemistry. Amsterdam. 54-90  Bouwman, A.F. (1990). Exchange of greenhouse gases between terrestrial ecosystems and the atmosphere. In: Bouwman, A.F. (ed.). Soils and the Green House Effect. Wiley. Chischester. 61-127  Brallier, S., Harrison, R.B., Charles, L.H., Dongsen, X. (1996). Liming effects on availability of Cd, Cu, Ni and Zn in a soil amended with sewage sludge 16 years previously. Water, Air and Soil Pollution. 86: 195-206  Bunker, D.E., DeClerk, F., Bradford, J.C., Colwell, R.K., Perfecto, I., Phillips, O.L., Sankaran, M., Naeem, S., (2005). Species loss and above-ground carbon storage in a tropical forest. Science. 310 (5750): 1029-1031  Burley, J., Ebeling, J., Costa, P.M. (2007). C sequestration as a forestry opportunity in a changing climate. In: Freer-Smith, P.H., Boradmeadow, M.S.J. and Lynch, J.M. (eds). Forestry and climate change. CAB International. UK. 31-37  Butterbach-Bahl, K., Gasche, R., Huber, C., Kreutzer, K., Papen, H. (1998). Impacts of N-inputs by wet depositions on N-trace gas fluxes and CH4 oxidation in spruce forest ecosystems of a temperate zone in Europe. Atmospheric environment. 32: 559-564 Bibliografía 244  Callaway, R.M. y Walker, L.R. (1997). Competition and facilitation: a synthetic approach to interactions in plant communities. Ecology. 78: 1958-1965  Calmano, W., Mangold, S., Stichnothe, H., Thöming, J. (2001). Clean-up and assessment of metal contaminated soils. In: Stegmann, R., Brunner, G., Calmano, W., Matz, G. (eds). Treatment of Contaminated Soil-Fundamentals, Analysis, Applications. Springer Verlag. Heidelberg. 471-490  Calvo de Anta, R., Macías F. y Riveiro-Cruz, A. (1992). Aptitud agronómica de la provincia de A Coruña, cultivos, pino, roble, eucalipto y castaño. Diputación Provincial de A Coruña. Imprenta Provincial. Universidad de Santiago de Compostela. 88 p  Camberato, J.J. (2001). Cation Exchange Capacity-Everything You Want to Know and Much More. Crop and Soil Environmental Science. Clemson University. Virginia  Canet, R., Pomares, F., Estela, M., Tarazona, F. (1996). Efecto de los lodos de depuradora en la producción de hortalizas y las propiedades químicas del suelo. Investigación Agraria: Producción y Protección Vegetal. 11 (1): 83-100  Canet, R., Pomares, F., Tarazona, F., Estela, M. (1998). Sequential fractionation and plant availability of heavy metals as affected by sewage sludge applications to soil. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 29(5-6): 697-716  Canziani, P.O. y Mielinicki, D.M. (2007). Cambio climático y desarrollo limpio en Argentina. I Congreso Argentino de Nutrición Animal. Buenos Aires, Argentina. 63-67  Carballeira, A., Devesa, C, Retuerto, R, Santillán, E, Ucieda, F. (1983). Bioclimatología de Galicia. Fundación Barrié de la Maza. Conde de FENOSA. A Coruña. 391 p  Carranza, C.A. y Ledesma, M. (2009). Bases para el manejo de sistemas silvopastoriles. XII Congreso Forestal Mundial. Buenos Aires. Argentina.  Carter, M.R. y Gregorich, E.G. (2007). Soil sampling and methods of análisis. CRC Press, LLC. Boca Raton, Florida. 896 p  Castro, P., González, A., Prada, D. (1990). Determinación simultánea de nitrógeno y fósforo en muestras de pradera. XXX Reunión científica de la Sociedad Española para el Estudio de los Pastos. 200-207  CEM (1994). Microwave digestion applications manual. CED (ed). USA. 112 p Bibliografía 245  Chandler J.R. (1939). Cation exchange properties of certain forest soils in the Adirondack section. Journal of Agricultural Research. 59: 491-505  Chang, S.X., Amatya, G., Beare, M.H., Mead, D.J. (2002). Soil properties under a Pinus radiata ryegrass silvopastoral system in New Zealand. Part I. Soil N and moisture availability, soil C, and tree growth. Agroforestry Systems. 54 (2): 137-147  Chang, S.X. y Mead, D. J. (2003). Growth of radiate pine (Pinus radiata D. Don) as influenced by understory species in a silvopastoral system in New Zealand. Agroforestry Systems. 59: 43-51  Chaudri, A. M., Allain, C. M. G., Barbosa-Jefferson, V. L., Nicholson, F. A., Chambers, B. J., McGrath, S. P. (2000). A study of the impacts of Zn and Cu on two rhizobial species in soils of a long term field experiment. Plant and Soil. 221: 167179  Conant, R.T., Paustian, K., Elliott, E.T. (2001). Grassland management and conversion into grassland: Effects on soil carbon. Ecological Applications. 11(2): 343-355  Concha, J., Alegre, J., Pocomucha, V. (2007). Determinación de las reservas de C en la biomasa aérea de sistemas agroforestales de Theobroma cacao L. en el departamento de San Martín, Perú. Ecología aplicada. 6 (1-2): 75-82.  Corral, J., Morrison, J., Young, B. (1982). Grass production. In: Thomas C., Young J.W.O. (ed). Milk from grass.1-19  Corre, M.D., Schnabel, R.R., Shaffer, J.A. (1999). Evaluation of soil organic carbon under forests, cool-season and warm season grasses in the northeastern US. Soil Biology & Biochemistry. 31: 1531-1539  Crecente-Campo, F., Marshall, P., Rodríguez-Soalleiro, R. (2009). Modeling noncatastrophic individual-tree mortality for Pinus radiata plantations in northwestern Spain. Forest Ecology and Management. 257: 1542-1550  Cucci, G., Lacolla, G., Caranfa, L. (2008). Improvements of soil properties by application of olive oil waste. Agronomy Sustainable Development. 28: 521-526  Dans del Valle, F., Fernández de Ana Magán, F.J., Romero García, A. (1999). Manual de selvicultura del pino radiata en Galicia. Escola Politécnica Superior de Lugo. Proyecto Columella. USC. Lugo. 199 p  Davies, E.D. (1980). Applied soil trace elements. Wiley and Sons, Incorporated. 482p Bibliografía 246  De Blas, C., García-Rebollar, P., Cambra-López, M., Torres, A.G. (2008). Contribución de los rumiantes a las emisiones de gases con efecto invernadero. XXIV Curso de Especialización FEDNA. Madrid. 121-150  De Sherbinin, A. (2002). A Guide to Land-Use and Land-Cover Change (LUCC). Columbia University. New York. 67 p  Del Prado, A., Merino, P., Estavillo, J.M., Pinto, M., González-Murua, C. (2006). N2O and NO emissions from different N sources and under a range of soil water contents. Nutrient cycling in agroecosystems. 74: 229-243  Díaz-Lozano, I. (2003). Efecto de la fecha de aplicación de distintas dosis de fertilización con lodos de depuradora urbana sobre las características del pasto y del suelo. Proyecto Fin de Carrera. Escuela Politécnica Superior. Lugo. Universidad de Santiago de Compostela  Dixon, R.K. (1995). Agroforestry systems: sources or skinks of greenhouse gases? Agroforestry systems. 31: 99-116  DOCE. 1986. Directiva del Consejo 86/278/CEE, de 12 de Junio de 1986, relativa a la protección del medio ambiente y, en particular, de los suelos, en la utilización de los lodos de depuradora en agricultura. L181  DOCE. 1991. Directiva del Consejo 91/271/CEE, de 21 de mayo de 1991, sobre el tratamiento de las aguas residuales urbanas. L 135  Dodd, C.J.H; McLean, A.; Brink,V.C. (1972). Grazing values as related to treecrown covers. Canadian Journal of Forest Research. 2 (3): 185-189  Domínguez-Vivancos, A. (1984). Tratado de fertilización. Ed. Mundi-prensa. Madrid. 511 p  Domínguez-Vivancos, A. (1997). Abonos minerales. Ed. Mundi-prensa. Madrid. 613 p  Dresner, S., Ekins, P., McGeevor, K., Tomei, J. (2007). Forest and climate change global understandings and possible responses. In: Freer-Smith, PH., Boradmeadow, M.S.J., Lynch, J.M. (eds). Forestry and climate change. CAB International. Wallingford.UK. 38-48  Dupraz, C., Burgess, P., Gavaland, A., Graves, A., Herzog, F., Incoll, L.D., Jackson, N., Keesman, K., Lawson, G., Lecomte, I., Liagre, F., Mantzanas, K., Mayus, M., Moreno, G., Palma, J., Papanastasis, V., Paris, P., Pilbeam, D.J., Reisner, Y., Van Noordwijk, M.,Vincent , G., Werf Van der W. (2005). SAFE FINAL REPORT. Synthesis of the SAFE proyect. 254 p Bibliografía 247  Duxbury, J.M. y Mosier, A.R. (1993). Status and issues concerning agricultural emissions of greenhouse gases. In: Kaiser, H.M. and Drennen, T.E. (eds). Agricultural Dimensions of Global Climate Change. St. Lucie Press. Delray Beach. Florida. 229-258  Edmeades, D.C., Smart, C.E., Wheeler, D.M., Rys, G. (1983). Effects of lime on the chemical composition of ryegrass and white clover grown on a yellow-brown loam. New Zealand Journal of Agricultural Research. 26: 473-481  Edmeades, D.C., Blamey, F.P.C., Asher, C.J., Edwards, D.G. (1991). Effects of pH and Aluminium on the Growth of Temperate Pasture Species. II. Growth and Nodulation of Legumes. Australian Journal of Agricultural Research. 42: 893-900  EEA (2003). Europe´s environment: the third assessment. EEA, Copenhagen. http://reports.eea.europa.eu/environmental_assessment_report_2003_10/en/kiev_cha pt_00.pdf  EEA (2007). Annual European Community greenhouse gas inventory 1990-2005 and inventory report 2007 Submission to the UNFCCC Secretariat. Technical report No7/2007.464p http://reports.eea.europa.eu/technical_report_2007_7/en/Full%20report%20Annual %20European%20Community%20greenhouse%20gas%20inventory%2019902005%20and%20inventory%20report%202007.pdf  Egiarte, G., Camps., M., Alonso, A., Ruíz-Romera, E., Pinto, M. (2005). Effect of repeated applications of sewage sludge on the fate of N in soils under Monterey pine stands. Forest Ecology and Management. 216: 257-269  El-Demerdashe, S., Dahdoh, M.S.A., y Hassan, F.A. (1995). Sequential extraction of nine trace elements from sludge-amended soils. Fertilizer Research. 41: 77-85  Elgersma, A., Schlepers, H. and Nassiri, M. (2000). Interactions between perennial ryegrass and white clover under contrasting N availability productivity, seasonal patterns of species composition, N2 fixation, N transfer and N recovery. Plant and Soil. 221 (2): 281-299  Elías, F. y Castellvi, F. (1996). Agrometerología. Mundi Prensa (ed). Madrid. 517 p  Estévez, J.L., Andrade, L., Marcet, P., Montero, M.J. (1998). Influencia de las propiedades del suelo en la fjijación y movilidad de Zn y Cd. Boletín de la Sociedad Española de la Ciencia del Suelo. 5: 19-27 Bibliografía 248  Etienne, M. (1996). Research on temperate and tropical silvopastoral systems: a review. In: Western European Silvopastoral Systems. Etienne, M. (ed). INRA. Paris. 522  Etienne, M. (2005). Silvopastoral management in temperate and Mediterranean areas. Stakes, practices and socio-economics constraints. En: Mosquera-Losada, M.R., McAdam, J., Rigueiro-Rodríguez, A. (eds). Silvopastoralism and sustainable Land Management. CABI Wallingford. UK. 299-311  EPA (Environment Protection Agency) (1994). Land Application of Sewage Sludge. A Guide for Land Appliers on the Requirements of the Federal Standards for the Use of Disposal of Sewage Sludge, 40 CFR Part 503  FAO (1998). World Reference Base for Soil Resources. World Soil Resources Reports. 169 p  FEADER (Fondo Europeo Agrícola de Desarrollo Rural) (2005). Reglamento (CE) no 1698/2005 DEL CONSEJO de 20 de septiembre de 2005 relativo a la ayuda al desarrollo rural a través del Fondo Europeo Agrícola de Desarrollo Rural. Diario oficial de la Unión Europea 21/10/2005. L 221. http://www.lebensministerium.at/filemanager/download/11314/,%1.92005  Fergusson, J.E. (1990). The heavy elements: chemistry, environmental impact and health effects. Pergamon Press. Oxford. 614 p  Fernández-Núñez, E. (2007). Sistemas silvopastorales establecidos con Pinus radiata D. Don y Betula alba L. en Galicia: productividad, biodiversidad y sumideros de carbono. Tesis Doctoral. Escuela Politécnica Superior de Lugo. Universidad de Santiago de Compostela  Fernández-Núñez, E., Mosquera-Losada, M.R., Rigueiro-Rodríguez, A. (2007a). Economic evaluation of different land use alternatives: forest, grassland and silvopastoral systems. Permanent and temporary grassland plant, environment and economy. Grassland Science in Europe. 12: 508-512  Fernández-Núñez, E., Rigueiro-Rodríguez, A., Mosquera-Losada, M.R. (2007b). Establecimiento de sistemas silvopastorales con Pinus radiata D. Don en zonas agrícolas abandonadas: impacto sobre la CIC y el porcentaje de saturación de aluminio. Actas de la III Reunión sobre Sistemas Agroforestales. Sociedad Española de Ciencias Forestales. 22: 39-44 Bibliografía 249  Fernandez-Núñez, E., Mosquera-Losada, M.R., Cuiña-Cotarelo, R., RigueiroRodríguez, A. (2008). The effects of the application of limestone corrections and sludge from urban water treatment on soil fertility and on the production and quality of pasture in silvopasture using Pinus radiata D. Don. International Conference of Integral Valorization of the Forest Edition 2008 Non timber products. Silleda. Spain. Session 1: Silvopasture  Fernández-Núñez, E., Rigueiro-Rodríguez, A., Mosquera-Losada, M.R. (2010). Carbon allocation dynamics one decade after afforestation with Pinus radiata D. Don and Betula alba L. under two stand densities in NW Spain. Ecological Engineering. 36 (7): 876-890  Fernández, M.E., Gyenge, J.E., Licata, J., Schlichter, T.M., Bond, B.J. (2008). Belowground interactions for water between trees and grasses in temperate semiarid agroforestry system. Agroforestry Systems. 74: 185-197  Fernández, N., Aldezabal, A., Laskurain, N.A. (2011). Efecto del pastoreo sobre la distribución vertical de raíces del pasto denso de montaña hábitat 6230: evidencias preliminares. En: López-Carrasco Fernández, C., Rodríguez-Rojo, M.P., San Miguel, A., Fernández-González, F., Roig-Gómez, S. (eds). Pastos, paisajes culturales entre tradición y nueves paradigmas del siglo XXI. Sociedad Española para el Estudio de los Pastos. España. 43-48  Ferreiro-Domínguez, N., Rigueiro-Rodríguez, A., Mosquera-Losada, N. (2011). Response to sewage sludge fertilisation in a Quercus rubra L. silvopastoral system: soil, plant biodiversity and pasture production. Agriculture, Ecosystems and Environment. (in press)  Fynn, R., Haynes, R., O'Connor, T. (2003). Burning causes long-term changes in soil organic matter content of South African grassland. Soil Biology and Biochemistry. 35 (5): 677-687  Flores-Clavete, G., Gónzalez-Arráez, A., Díaz-Núñez, M. (1992). Producción ovina sobre praderas de zona costera de Galicia: efecto del sistema de pastoreo (rotacional y continuo) y de tres niveles de intensidad de pastoreo sobre la producción de pasto y producción animal. Xunta de Galicia  Follet, R.F., Kimble, J.M., Lal, R. (2001). The potencial of U.S. Grazing Lands to Sequester Carbon and Mitigate the Greenhouse Effect. In: Follet, R.F., Kimble, J.M., Lal, R. (eds). CRC Lewis Publishers. Boca Ratón. Florida. 442 p Bibliografía 250  Follet, R.F. y Reed, D.A. (2010). Soil Carbon Sequestration in Grazing Lands: Societal Benefits and Policy Implications. Rangeland Ecology and Management. 63: 4-15  Fontaine, F., Barot, S., Barré, P., Bdioui, N., Mary, B., Rumpel, C. (2007). Stability of organic carbon in deep soil layers controlled by fresh carbon supply. Nature. 450: 277-280  Frame, J. (1990). Exploiting grass/white clovers swards. Agronomy. Training course at Koldkaergard, Landboskle, Aarhus, Denmark: 1-25  Frank, A., Berdahl, J., Hanson, J., Liebig, M., Johnson, A. (2004). Biomass and Carbon Partitioning in Switchgrass. Crop Sciense. 44: 1391-1396  Franklin, J.F., Shugart, H.H., Harmon, M.E. (1987). Tree death as an ecological process. The causes, consequences and variability of tree mortality. Bioscience. 37 (8): 550-556  Freibauer, A., Rounsevell, M.D.A., Smith, P., Verhagen, J. (2004). Carbon sequestration in agriculturan soils of Europe. Geoderma. 122: 1-23  Fuentes-Yagüe, J.L. (1999). El suelo y los fertilizantes. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Instituto Nacional de Reforma y Desarrollo Agrario. Ed. Mundi-Prensa. Madrid. 327 p  Fystro, G., Bakken, A.K. (2005). Soil reaction, yields and herbage element content as affected by lime applied on established leys in a multi-site field trial. Journal of Agricultural Science. 143: 407420  García, P., Mombiela, F. y Mosquera, A. (1986). Efectos del encalado sobre la composición química de praderas establecidas en terrenos “a monte”. I. Calcio y fósforo. Investigación Agraria. Producción y Sanidad Animales. 1 (3): 135-146  García, A., Rozados, M.J., Silva-Pando, F.J., Lindner, R. (1999). Evaluation of natural populations of Dactylis glomerata for grazing under pinewoods. Grassland science in Europe. 4: 167-170  García, A., Laurín, M., Llosa, M.J.,Gonzálvez, V., Sanz, M.J., Porcuna, J.L. (2007). Contribución de la agricultura ecológica a la mitigación del cambio climático en comparación con la agricultura tradicional. SAE y Fundación del Instituto de Agricultura Ecológica y Sostenible. Ministerio de Medio Ambiente. 56 p Bibliografía 251  García, A. y Wright, C. (2007). Efectos del medio ambiente sobre los requerimientos nutricionales del ganado en pastoreo. Sitio Argentino de Producción Animal http://agbiopubs.sdstate.edu/articles/ExEx4037-S.pdf  Genevini, P.L., Vismara, R. y Mezzanotte, V. (1983). Utilizo agricolo dei fanghi di depurazione. Ingegnieria ambientale. 12(9): 1-133  Gibbs, M. J., Lewis, L., and Hoffman, J. S. (1989). Reducing Methane Emissions from Livestock: Opportunities and Issues. U.S. Environmental Protection Agency. Washington, D.C. 284 p  Gigliotti, G., Giusquiani, L.D., Businelli, D. (2001). A long-term chemical and infrared spectroscopy study on a soil amendment with municipal waste sewage sludge. Agronomie. 21: 169-178  Gil-Sotres, F., Trasar-Cepeda, C., Leirós M.C. (2002). Influencia de la fertilización organic sobre la evolución de las propiedades bioquímicas de estériles de minas de lignito. Ecosistemas (on line). 11: 59-63  Giusquiani, P.L., Pagliai, M., Gigliotti, G., Businelli, D., Benetti, A. (1995). Urban waste compost: effects on physical, chemical and biochemical soil properties. Journal of Environmenta Quality. 24: 175-182  Gómez-Gutiérrez, J. M. y Calabuig, L. (1992). Producción de praderas y pastizales En: El Libro de las Dehesas Salmantinas. Gómez-Gutiérrez, J.M. (ed.). Consejería de Medio Ambiente de Castilla y León. Salamanca: 489-513  Gómez-Liste, C. (2002). Estudio de fertilización con lodos de industria láctea en la instalación de praderas bajo plantaciones de Pinus radiata. Proyecto fin de carrera. EPS Lugo. Universidad de Santiago de Compostela  González-Rodríguez, A. (1992). Las praderas de gramínea y trébol y la fertilización nitrogenada en Galicia. En: Consellería de Agricultura (ed). 100 años de Investigación Agraria. Xunta de Galicia. 383-393  Gordon, A.M., Naresh, R.P.F., Thevathasan, V. (2006). How much carbon can be stored in Canadian agroecosystems using a silvopastoral approach? In: MosqueraLosada, M.R., McAdam, J., Rigueiro-Rodríguez, A. (eds.). Silvopastoralism and land sustainable management. CAB International. Wallingford. 210-219  Grime, J.P., Hodgson, J.G., Hunt, R., (2007). Comparative plant ecology. A functional approach to common British species. 2nd edn. Castlepoint press, Dalbeattie, Scotland Bibliografía 258  López-Mosquera, M. E., Barros, R., Sainz, M. J., Carral, E., Seoane, S. (2005). Metal concentrations in agricultural and forestry soils in northwest Spain: Implications for disposal of organic wastes on acid soils. Soil Use Management. 21: 298-305  Losada, M.A. (2009). Variabilidad climática, procesos litorales y evolución de costas. RAI. Seminario. Madrid  Loué, A. (1988). Los microelementos en agricultura. Ed. Mundi-Prensa. Madrid. 354 p  Louro, A., Báez, D., García, M.I., Castro, J. (2010). Emisiones de óxido nitroso en un suelo cultivado con maíz tras el aporte de distintos tipos de fertilizante. Pastos: Fuente Natural de Energía. 4ª Reunión Ibérica de Pastos y Forrajes. 291-297  Macdicken, K. (1997). A guide to monitoring carbon storage in forestry and agroforestry proyects. Winrock International Institute for Agricultural Development. Arlington. 45 p  Macías, F. y Calvo de Anta, R. (1992). Suelos de la Provincia de La Coruña. Diputación Provincial de La Coruña. La Coruña. 85 p  Macias, F. y Calvo de Anta, R. (2001). Los suelos de Galicia. En: Sociedade para o Desenvolvemento Comarcal de Galicia. (ed). Atlas de Galicia. Consellería de Presidencia. Xunta de Galicia, Santiago de Compostela. Tomo 1: Medio Natural. 173-217  Macías, F., Calvo, R., Arce, F., Bulnes, C., López, R. (2001). Los suelos como sumidero de carbono: materia orgánica de los suelos de Galicia. XXII Reunión Nacional de la Sociedad Española de la Ciencia del Suelo  Macías, F., Camps Arbestain, M., Rodríguez Lado, L. (2005). Alternativas de secuestro de carbono orgánico en suelos y biomasa de Galicia. IBADER. Recursos Rurais. 1: 71-85  Mahler, R.J. y Ryan, J.A. (1988). Cadmium sulfate applications to sludge-amended soils: II. Extraction of Cd, Zn and Mn from solid phases. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 19 (15): 1747-1770  Mälkönen, E., Derome, J., Fritze, H., Helmisaari, H.S., Kukkola, M. (1999). Compensatory fertilization of Scots pine stands polluted by heavy metals. Nutrient Cycling in Agroecosystems. 55: 239-268 Bibliografía 259  Marcos, J.E., Marcos, E., Taboada, A., Tárrega, R. (2007). Comparison of community structure and soil characteristics in different aged Pinus sylvestris plantations and a natural pine forest. Forest Ecology and Management. 247:35-42  Marschner, B., Stahr, K., Renger, M. (1992). Lime effects on pine forest floor leachate chemistry and element fluxes. Journal of Environmental Quality. 21: 410419  Marey-Pérez, M.F.; Crecente-Maseda, R.; Rodríguez-Vicente, V. (2004). Claves para comprender los usos del monte en galicia (España) en el siglo XX. II Simposion Iberoamericano de Gestión y Economía Forestal http://www.gruponahise.com/simposio/papers%20pdf/3%20M.%20Francisco%20M arey_P%E9rez_I.pdf  MARM (Ministerio de Medio Ambiente Rural y Marino) (2007). Anuario de estadística agroalimentaria 2006 con datos del 2004, 2005 y 2006. Secretaria general técnica. Madrid. 973 p  MARM (Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural Marino) (2010). Inventarios Nacionales de Emisiones a la Atmósfera. Años 1990-2008. Secretaría de Estado de Cambio Climático. Dirección General de Calidad y Evaluación Ambiental. 74 p  Martínez-Jauregui, B. (2007). Pastoreo de brezales-tojales por pequeños rumiantes: efectos de la quema, especie animal, raza y carga sobre la flora y fauna. PhD. Universidad de Oviedo. España  Martins, A.L., Bataglia, O.C., Camargo, O.A. (2003). Cooper, nickel and zinc phytoavailability in an oxisol amend with sewage sludge and liming. Scientia Agricola. 60 (4): 747-754  McAdam, J. (1991). An evaluation of tree protection methods against Scottish Blackface sheep in an upland agroforestry system. En: Jarvis, P.G. (ed). Agroforestry: principles and practice. Elsevier. 119-126  McAdam, J. y Hoppe, G.M. (1996). Pasture production between trees in a silvopastoral agroforestry system. Grassland Science in Europe. 1: 119-122  McAdam, J. y Sibbald, A. (2000). Grazing livestock Management. In: Hislop M., Claridge J. (eds). Agroforestry in the UK. Forestry Commision. 122. HMSO. London. 44-57 Bibliografía 260  McAdam, J. (2005). Silvopastoral systems in North-West Europe. En: MosqueraLosada, M.R., McAdam, J., RigueiroRodríguez, A. (eds). Silvopastoralism and Sustainable Land Mangement. CAB International Publishing. Oxfordshire. UK. 1923  McBride, M. B., Richards, B. K., Steenhuis, T. (2004). Bioavailability and crop uptake of trace elements in soil columns amended with sewage sludge products. Plant and Soil. 262: 71-84  McGrath, S.P., Chaudri, A.M., Giller, K.E. (1995). Long term effects of metals in sewage sludge on soils, microorganism and plants. Journal of Industrial Microbiology. 14: 94-104  McLean, E.O. (1971). Potentially beneficial effects from liming. Chemical and physical. Soil & Crop Science Society of Florida. 31: 189-196  Mehlich, A. (1976). New buffer pH method for rapid estimation of exchangeable acidity and lime requirements of soils. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 7 (7): 637-652  Melillo, J.M., Aber, J.D., Muratore. J.F. (1982). Nitrogen and lignin control of hardwood leaf litter decomposition dynamics. Ecology. 63: 621-626  Menteemeyer, V. (1978). Macroclimate and lignin control of litter decomposition rates. Ecology. 59: 465-472  Merino, P., Estavillo, J.M., Graciolli, L.A., Pinto, M., Lacuesta, M., Muñoz-Rieda, A., González-Murua, C. (2002). Mitigation of N2O emissions from grassland by nitrification inhibitor and Actilith F2 applied with fertilizer and cattle slurry. Soil use and management. 18: 135-141  Merino, A., Rey, C., Brañas, J., Rodríguez-Soalleiro, R. (2003). Biomasa arbórea y acumulación de nutrientes en plantaciones de Pinus radiata D. Don en Galicia. Investigación Agraria: Sistemas y Recursos Forestales. 12 (2): 85-98  Merino, A., Balboa, M., Rodríguez-Soalleiro, R., Álvarez González, J. G. (2005). Nutrients exports Ander different harvesting regimes in southern Europe. Forest Ecology and Management. 207 (3): 325-339  Miao-Miao, H., Guang-Ming T., Xing-Qing, L., Yi-Tong, Y., Jian-Yang, W., GenDi, Z. (2007). Effects of two sludge application on fractionation and phytotoxicity of Zn and Cu in soil. Journal of Environmental Sciences. 19: 1482-1490 Bibliografía 261  MMA (Ministerio de Medio Ambiente) (1998). III Inventario Forestal de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza. Ministerio de Medio Ambiente. Madrid. 229 p.  MMA (Ministerio de Medio Ambiente) (2006). Plan integrado de residuos 2007_2015 http://www.mma.es/secciones/calidad_contaminacion/residuos/planificacion_residu os/pdf/borradorpnir_anexo5.pdf  MMA (Ministerio de Medio Ambiente) (2007a). Inventario de emisiones de gases de efecto invernadero de España. Años 1990-2005. Comunicación a la Comisión Europea (Decisiones 280/2004/CE y 2005/166/CE). Ministerio de Medio Ambiente. Madrid. 330 p  Mombiela, F.A. (1983a). Efecto de la cal y del fósforo sobre las transformaciones de nitrógeno en dos suelos ácidos de Galicia. Instituto de Investigaciones Agropecuarias. 24: 269-280  Mombiela, F.A. (1983b). El estudio de la fertilidad del suelo en Galicia. Apuntes históricos y problemática general de la investigación sobre la acidez y la falta de fósforo. Xornadas de Estudio sobor dos Recursos da Agricultura Galega: 75-110  Mombiela, F.A. y Mateo, M.E. (1984). Necesidades de cal para praderas en terrenos a monte. 1. Su relación con el Al cambiable en suelos sobre granitos y pizarras de Galicia. Instituto de Investigaciones Agropecuarias. 25: 129-143  Mombiela, F.A (1986). Importancia del abonado en la producción de los pastos de la zona húmeda española. Pastos. 16(1-2): 27-55  Montagnini., F and Nair., P.K.R. (2004). Carbon sequestration: An underexploited environmental benefit of agroforestry systems. Agroforestry Systems. 61: 281-295.  Montero de Burgos, J. L., González Rebollar, J. L. (1983). Diagramas bioclimáticos. ICONA. Ministerio de Agricultura. 379 p  Montero, G., San Miguel, A., Cañellas, I. (1998). Sistemas de Selvicultura Mediterránea “La Dehesa”. En: Jiménez-Díaz, R.M., Lamo de Espinos, J. (eds). Agricultura Sostenible. Mundi Prensa. Madrid. 519-554  Montero, G., Ruiz-Peinado, R., Muñoz, M. (2005). Producción de biomasa y fijación de CO2 por los bosques españoles. Monografía INIA: Serie forestal, nº 13.  Montero, M.J., Moreno, G., Bertomeu, M. (2008). Light distribution in scatteredtrees open woodlands in Western Spain. Agroforestry Systems. 73 (3): 233-244 Bibliografía 262  Monterroso, C., Álvarez, E. y Fernández-Marcos, ML. (1999). Evaluation of Mehlich 3 reagent as a multielement extractant in mine soils. Land degradation and development. 10: 35-47  Morán-Zuloaga, D.K. (2009). Efecto del encalado y la fertilización con lodos de depuradora urbana sobre la evolución edáfica, productiva y biodiversidad de un sistema silvopastoral desarrollado bajo Populus x canadensis en el noroeste de España. Tesis Doctoral. Universidad de Santiago de Compostela. Escuela politécnica Superior. Lugo  Moreno, J. (1983). Recursos vegetales en Galicia. I Xornadas de estudo sobor dos recursos básicos da agricultura galega. Cuadernos de área de ciencias agrarias. Publicación do seminario de estudos Galegos. 4: 205-240  Moreno, G., Obrador, J.J., García, E., Cubera, E., Montero, M.J., Pulido, F. (2005a). Consequences of dehesas management on tree undestory interactions.En: MosqueraLosada, M.R., McAdam, J., Rigueiro-Rodríguez, A. (eds). Silvopastoralism and land sustainable manegement. CABI Wallingford. UK. 263-265  Moreno, G., Obrador, J.J., Cubera, E., Dupraz, C. (2005b). Fine root distribution in Dehesas of Central-Western Spain. Plant and Soil. 277: 153-162  Moreno, G. y Pulido, F.J. (2009). The Functioning, Management and Persistence of Dehesas. En: Rigueiro-Rodríguez, A., McAdam J., Mosquera-Losada, M.R. Agroforestry in Europe. Springer. Florida. 6: 127-160  Mosier, A., Valentine, D., Schimel, D., Parton, W., Ojima, D. (1993). Methane consuption in the Colorado short grass steppe. Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellshaft. 69: 219-226  Mosier, A., Kroeze, C., Nevison, C.,Oenema, O., Seitzinger, S., Cleemput, O. (1998). Closing the global N2O budget: nitrous oxide emissions through the agricultural nitrogen cycle. Nutrient Cycling in Agroecosystems. 52: 225-248  Mosquera, A. y Mombiela, F.A. (1986). Comparison of three methods for determination of soil Al in an unbuffered salt-extract. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 17 (1): 97-113  Mosquera, A. (1992). Transformación de terrenos de monte Gallegos en praderas permanentes. Dosis óptimas de cal para su implementación y mantenimiento. En ‘100 años de Investigación Agraria’. Consellería de Agricultura, Xunta de Galicia (ed). 375-382 Bibliografía 263  Mosquera-Losada, M.R., González, A., Brea, T. (1992). Efecto de la dosis y tiempo de aplicación del primer nitrógeno anual a una pradera de raigrás y trébol. XXXII Reunión Científica de la Sociedad Española para el Estudio de los Pastos. 185-193.  Mosquera-Losada, M. R., González, A. (1998). Effect of annual stocking rates in grass and maize+rye systems on production by dairy cows. Grass and Forage Science. 53 (2): 95-108  Mosquera-Losada, M.R. y González-Rodríguez, A. (1999a). Efecto del manejo en la evolución de praderas sembradas en sistemas lecheros. Investigación Agraria, Producción y Protección vegetal. 14 (1-2): 101-106  Mosquera-Losada, M.R., Rigueiro-Rodríguez, A., González-Rodríguez, A. (1999b). Ecología y Manejo de Praderas. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Instituto Nacional de Investigación y Tecnología Agraria y Alimentaria. Madrid. 214 p  Mosquera-Losada, M.R., López-Díaz, M.L., Rigueiro-Rodríguez, A. (2000a). Efecto del encalado y la adición de lodos sobre los contenidos de calcio y magnesio en el pasto en sistemas silvopastorales. Actas de la III Reunión Ibérica de Pastos y Forrajes. 3: 671-677  Mosquera-Losada, M.R., Rigueiro-Rodríguez, A., López-Díaz, M.L. (2001a). Sewage sludge fertilisation of a silvopastoral system with pines in northwestern Spain. Agroforestry Systems. 53: 1-10  Mosquera-Losada, M.R., López-Díaz, M.L., Rigueiro-Rodríguez, A. (2001b). Effect of date of application of sewage sludge in nitrogen and pasture production. I World Congress on Conservation Agriculture, FAO. Environment Farmers Experiences Innovations Socio-economy Policy. Madrid. 2: 409-412  Mosquera-Losada, M.R., Rigueiro-Rodríguez, A., Villarino-Urtiaga J.J. (2001c). Establecemento de sistemas silvopastorais. Xunta de Galicia, Consellería de Agricultura, Gandería e Política Agroalimentaria. Santiago de Compostela. 52 p  Mosquera-Losada, M.R., Rigueiro-Rodríguez, A. y López-López, M. (2002a). Use of first nitrogen as complement of organic fertilisation in mixed prairies. FAO REU Technical Series. 64: 57-62  Mosquera-Losada, M.R. y Rigueiro-Rodríguez, A. (2002b). Variability of sewage sludge parameters. Implications on fertilisation uses. VII European Society for Agronomy Congress. Córdoba. 393-394 Bibliografía 264  Mosquera-Losada, M.R., Rigueiro-Rodríguez, A., López-López, M.J. (2002c). Organic fertilization on highlands pastures. FAO REU Technical series. 64: 53-56.  Mosquera-Losada, M.R. y González-Rodríguez, A. (2004). Fertilización nitrogenada y potásica en pradera mixta. Efecto sobre el nivel de microelementos. Pastos. 31: 233-248  Mosquera-Losada, M.R.; Pinto-Tobalino, M.; Rigueiro-Rodríguez, A. (2005a). The herbaceous component in temperate silvopastoral systems. En: Mosquera-Losada, M.R.; McAdam, J.; Rigueiro-Rodríguez, A. (eds.). Silvopastoralism and Sustainable Land Management. CAB International. 93-101  Mosquera-Losada, M.R., Rodríguez-Barreira, S., Rigueiro-Rodríguez, A. (2005b). Pasture establishment for extensive systems. En: Mosquera-Losada, M.R.; McAdam, J.; Rigueiro-Rodríguez, A. (eds.). Silvopastoralism and Sustainable Land Management. CAB International. 266-268  Mosquera-Losada, M.R., Fernández-Núñez, E., Rigueiro-Rodríguez, A. (2006). Pasture, Tree and Soil Evolution in Silvopastoral Systems of Atlantic Europe. Forest Ecology and Management. 232 (1-3): 135-145  Mosquera-Losada, M.R., McAdam, J., Romero-Franco, R., Santiago-Freijanes, J.J., Rigueiro-Rodríguez, A. (2009a). Definitions and components of Agroforestry practices in Europe. In: Rigueiro-Rodríguez, A., McAdam J., Mosquera-Losada, M.R. Agroforestry in Europe. Springer. Florida. 6: 3-19  Mosquera-Losada, M.R., López-Díaz, M.R., Rigueiro-Rodríguez, A. (2009b). Zinc and copper availability in herbage and soil of a Pinus radiata silvopastoral system in Northwest Spain after sewage sludge and lime application. Journal of Plant Nutrition and Soil Science. 172: 843-850  Mosquera-Losada, M.R., Rodríguez-Barreira, S., López-Díaz, M.R., FernándezNúñez, E., Rigueiro-Rodríguez, A. (2009c). Biodiversity and silvopastoral system use change in very acid soil. Agriculture, Ecosystems and Environment. 131: 315324  Mosquera-Losada, M.R., Muñoz-Ferreiro, N., Rigueiro-Rodríguez, A. (2009d). Agronomic characterization of different types of sewage sludge: policy implications. Waste Management. 30 (3): 492-503 Bibliografía 265  Mosquera-Losada, M.R., Morán-Zuloaga, D., Rigueiro-Rodríguez, A. (2010a). Effects of lime and sewage sludge on soil, pasture production and tree growth in a six year old Populus canadiensis Moench silvopastoral system. Journal of Plant Nutrition and Soil Science. 174: 145-153  Mosquera-Losada, M.R., Ferreiro-Domínguez, N., Rigueiro-Rodríguez, A., (2010b). Fertilization in pastoral and Pinus radiata D. Don silvopastoral systems developed in forest and agronomic soils of Northwest Spain. Agriculture, Ecosystems and Environment. 139 (4): 618-628  Mosquera-Losada, M.R., Cuiña-Cotarelo, R., Rigueiro-Rodríguez, A., (2011a). Effect of understory vegetation management through liming and sewage sludge fertilisation on soil fertility and Pinus radiata D. Don growth after reforestation. European Journal of Forest Research (in press)  Mosquera-Losada, M.R., Freese, D., Rigueiro-Rodríguez, A. (2011b). C sequestration in European A.F systems. Advances in Agroforestry (in press).  Moss, A. R., Jouany, J. P., Newbold, C.J. (2000). Methane production by ruminants: Its contribution to global warming. Annales Zootech. 43: 231-253  Munns, D.N. (1965). Soil acidity and growth of a legume. 11. Reactions of aluminium, and phosphate in solution and effects of aluminium, phosphate, calcium, and pH on Medicago sativa L. and Trifolium subterraneum L. in solution culture. Australian Journal of Agricultural Research. 16 (5): 733-741  Muñoz-Taboadela, M. y Guitian Ojea, F. (1962). La necesidad de cal en suelos de cultivo gallegos. Anales de Edafología y Agrobiología. 21: 473-480  Muslera, E. y Ratera, C. (1991). Producción de forrajes. Ed. Mundi-Prensa. Madrid. 674p  Nair, P.K.R. (1985). Classification of Agroforestry Systems. Agroforestry Systems. 3: 97-128  Nair, P.K.R. (1989). Agroforestry Systems Inventory Project. En: Agroforestry Systems in the Tropics. Nair, P.K.R. (ed). Kluwer Academic Publishers. Netherlands. 33: 21-28  Nair, P.K.R. (1990). Classification of Agroforestry Systems. En: Agroforestry: Classification and Management. MacDicken K.G., Vergara N.T. (ed). John Wiley & Sons, Inc. New York. 2: 31-57  Nair, P.K.R. (1991). State-of-the-art of agroforestry systems. Forest Ecology and Management. 45 (1-4): 5-29 Bibliografía 266  Nair, P.K.R. (1993). An introduction to agroforestry. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht. The Netherlands. 499 p  Nair, R.P.K. and Nair, V. (2002). Carbon sequestration in agroforestry systems. 17th World Congress Soil Science. 989: 1-13  Nair, V.D. y Graetz, D.A. (2004). Agroforestry as an approach to minimizing nutrient loss from heavily fertilized soils: the Florida experience. Agroforestry Systems. 61: 269-279  Nair, P.K.R., Gordon, A.M., Mosquera Losada, M.R., (2008). Agroforestry. En: Jorgensen, S.E., Fath, B.D. (eds). Ecological Engineering, Encyclopedia of Ecology. Nº 1. Elsevier. Oxford. 101-110  Nair, P.K.R; Vimala, D.N., Kumar, B. M., Haile, S.G. (2009a). Soil carbon sequestration in tropical agroforestry systems: a feasibility appraisal. Environmental Science& Policy. 12 (8): 1099-1111  Nair, P.K.R., Kumar, B.M., Nair, V.D. (2009b). Agroforestry as a strategy for carbon sequestration. Journal Plant Nutrition Soil Science.172: 10-23  Navarro, J., Moral, R., Gómez, I., Mataix, J. (1995). Residuos orgánicos y agricultura. Servicio de publicaciones de la Universidad de Alicante. 108 p  Nguyen, C. (2003). Rhizodeposition of organic C by plants: mechanisms and controls. Agronomie. 23: 375-396  Nieder, R., Benbi, D.K., Isermann, K. (2003). Soil organic matter dynamics. En: Benbi, D.K., Nieder, R. (eds). Handbook of processes and modelling in the soilplant system. Haworth Press. London. 346-408  Nieto, C., Ramos, R., Galarza, R.J. (2005). Sistemas Agroforestales aplicables en la Sierra Ecuatoriana. Resultados de una década de experiencias de campo. INIAPPROMSA. Nueva Jerusalén. Ecuador. 65 p  NRC (1980). Mineral Tolerance of Domestic Animals. National Academic Press (ed). USA. 577 p  Oades, J.M. (1988). The retention of organic matter in soils. Biogeochemistry. 5:3570  Ojima, D.S., Valentine, D.W., Mosier, A.R., Parton, W.J., Schimel, D.S. (1993). Effect of land use change on methane oxidation in temperate forest and grassland soils. Chemosphere. 26: 675-685 Bibliografía 267  Omil-Ignacio, B., Mosquera-Losada, M.R., Rigueiro-Rodríguez, A., Merino-García, A. (2005). Application of limed sewage sludge to a young Pinus radiata plantation on acid soil. En: Mosquera-Losada, M.R.; McAdam, J.; Rigueiro-Rodríguez, A. (eds). Silvopastoralism and Sustainable Land Mangement. CAB International Publishing, Oxfordshire. UK. 165-168  O´Riordan, E.G., Dodd, V.A., Fleming, G.A., Tunney, H. (1987). The fertiliser nutrient value of an anaerobically digested sewage sludge under grassland field conditions. Irish Journal of Agricultural and Food Research. 26 (2-3): 199-211  O´Riordan, E.G., Dodd, V.A., Fleming, G.A., Tunney, H. (1994). Repeated application of a metal-rich sewage sludge to grassland. Effects on metal levels in soil. Irish Journal of Agricultural and Food Research. 33: 41-51  Osoro, K., Celaya, R., Martínez, A. (1999). Conocimientos básicos para la gestión de los recursos pastables de la Cordillera Cantábrica. Seminario sobre Producción de Pastos Extensivos. Mabegondo (A Coruña)  Palm, C.A., Tomich, T., Van Noordwijk, M., Vosti, S., Alegre, J., Gockowski, J., Verchot, L. (2004). Mitigating GHG emissions in the humid tropics: case studies from the Alternatives to Slash-and-Burn Program, ASB. Environmental Development Sustainable. 6: 145-162  Palma, J., Graves, A.R., Bunce, R.G.H., Burges, P.J., de Filippi, R., Keesman, K.J., Van Keulen, H., Liagre, F., Mayus, M., Moreno, G., Reisner, Y., Herzog, F. (2006). Modelling environmental benefits of silvoarable agroforestry in Europe. Agriculture, Ecosystem & Environment.119: 320-334  Papanastasis, V. (1999). Grasslands and woody plants in Europe with special referente to Greece. Grassland Science in Europe. 4: 15-24  Papanastasis, V.P. (2004). Vegetation degradation and land cover changes in agrosilvopastoral systems. En: S. Schnabel and A.Goncalves (eds). Sustainability of Agrosilvopastoral Systems-Dehesa, Montados. Advances in GeoEcology. 37: 1-12.  Pardé J. (1980). Forest Biomass. Forests products abstracts. Commonwealth Forestry Bureau. 41 (8): 343-361  Pardos, A. (2010). Los ecosistemas forestales y el secuestro de carbon ante el calentamiento global. Instituto Nacional de Investigación y Tecnología Agraria y Alimentaria. Ministerio de Ciencia e Innovación. Madrid. 253 p Bibliografía 274  Rozados-Lorenzo, M.J., González-Hernández, M.P., Silva-Pando, F.J. (2007). Pasture production under different tree species and densities in an Atlantic silvopastoral system. Agroforestry Systems. 70: 53-62  Ruess, R.W., Hendrik, R.L., Bryant, J.P (1998). Regulation of fine root dynamics by mammalian browsers in early successional Alaskan taiga forest. Ecology. 79: 27062720  SAGARPA (Secretaría de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación) (2009). Sistemas agroforestales. Fichas Técnicas sobre actividades agrícolas. Subsecretaría de Desarrollo Rural. Dirección General de Apoyos para el Desarrollo Rural  Salas-Calva, L.A. (2008). “Efecto de diferentes especies vegetales en acolchado (mulching) sobre suelos arcillosos en la estación agroecológica U.T.P.L.” Trabajo de Investigación Tutelado. Escuela de Ingeniería Agropecuaria. Ecuador  Salomons, W., Förstner, U. & Mader, P. (1995). Heavy metals: Problems and solutions. Springer. 412 p  Sánchez, P.A. (1995). Science of agroforestry. Agroforestry Systems. 30: 5-55  Sánchez-Rodríguez, F. (2001). Estudio de la calidad de estación, crecimiento, producción y selvicultura de Pinus radiata D. Don en Galicia. Tesis Doctoral. E.P.S. U.S.C.  Sánchez-Rodríguez, F., Rodríguez-Soalleiro, R., Español, E., López, C.A., Merino, A. (2002). Influence of edaphic factors and tree nutritive status on the productivity of Pinus radiata D. Don plantations in northwestern Spain. Forest Ecology and Management. 171 (1-2): 181-189  Sánchez, F., Rodríguez, R., Rojo, A., Álvarez, J.G. (2003). Crecimiento y tablas de producción de Pinus radiata D. Don en Galicia. Investigación Agraria: Sistemas de Recursos Forestales. 12 (2): 65-83  Sanders, J.R., McGrath, S.P., Adams, T.M.M. (1986). Zinc, Copper and Nickel concentrations in ryegrass grown on sewage sludge-contaminated soils of different pH. Journal of the Science of Food and Agriculture. 37 (10): 961-968  Sanderson, M.A. y Wätzold, F. (2010). Balancing trade-offs in ecosystem functions and services in grassland management. Grassland Science in Europe. 15: 639-648.  San Miguel, A. (2001). Pastos naturales españoles. Fundación Conde del Valle de Salazár. Ediciones Mundi-Prensa Madrid. 319 p Bibliografía 275  Saña-Vilaseca, J., Moré-Ramos, J.C., Cohí-Ramón, A. (1996). La gestión de la fertilidad de los suelos. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación  SAS (2001). SAS/ Stat User’s Guide: Statistics. Ed. SAS Institute Inc., Cary, NC. USA. 943 p  Sauer, T.J., Cambardella, C.A., Brandle, J.R., (2007). Soil carbon and tree litter dynamics in a red cedar–scotch pine shelterbelt. Agroforestry System. 71: 163-174  Shan, J.P., Morris, L.A., Hendrick, R.L. (2001). The effects of management on soil and plant carbon sequestration in slash pine plantations. Journal of Applied Ecology. 38: 932-941  Sharrow, S.H. (1983). Agroforestry: growing trees, forage and livestock together. The Woodland Workbook. Extension circular 1114. Oregon. State University Extension Service  Sharrow, S.H. (1999). Silvopastoralism: competition and facilitation between trees, livestock, and improved grass-clover pastures on temperate rainfed lands. En: Buck LE, Lassoie JP y Fernández ECM (eds). Agroforestry in sustainable agricultural systems. Lewis publishers. 111-130  Sibbald, A.R., y Sinclair F.L. (1990). A review of agroforestry research in progress in the U.K. Agroforestry. 3(4): 150-164  Sibbald, A. (1994). Herbage yield in agroforestry systems as a function of easily measured attributes of the tree canopy. Forest Ecology and Management. 65:195200  Sibbald, A.R. (1996). Silvopastoral systems on temperate sown pastures: a personal perspective. En: Etienne M. (ed). Western European Silvopastoral Systems. INRA. Paris. 23-37  Sibbald, A.R. (1999). Silvopastoral agroforestry: soil-plant-animal interactions in the establishment phase. Grassland Science in Europe. 4: 133-144.  Sibbald, A.R., Easo, W.R., McAdam, J.H., Hislop, A.M. (2001). The establishment phase of a silvopastoral national network experiment in the United Kingdom. Agroforestry System. 39:39-53  Silva-Pando, F.J. (1988). Aprovechamientos silvopastorales. Actas curs d´Estudis Pirenencs: 1-21Seo de Urgel  Silva-Pando, F.J. y González, M.P. (1992). Agroforestry helps prevent forest fires. Agroforestry today. 4 (4): 7-9 Bibliografía 276  Silva-Pando, F.J., González-Hernández, M.P., Rigueiro-Rodríguez, A., RozadosLorenzo, M.J., Prunell, A. (1998). Grazing livestock under pinewood and eucalyptus forests in Northwest Spain. Agroforestry Forum. 9: 36-43  Silva-Pando, F.J, y Rozados-Lorenzo, M. (2002a). Agroselvicultura, agroforestería, práctivas agroforestales, uso múltiple: una definición y un concepto. Actas de la Reunión sobre sistemas agroforestales y I reunión sobre gestión de espacios naturales. Lugo  Silva-Pando, F.J., González-Hernández, M.P., Rozados-Lorenzo, M.J. (2002b). Pasture production in a silvopastoral system in relation with microclimate variables in the Atlantic coast of Spain. Agroforestry Systems. 56: 203-211  Sinclair, F., Eason, B., Hooker, J. (2000). Understanding and management of interactions. In: Hislop M., Claridge J. (ed). Agroforestry in the UK. Forestry Comission. 122: 17-30.  Sort, X., Alcañiz, J.M. (1999a). Effects of sewage sludge amendment on soil aggregation. Land Degradation and Development. 10: 3-12  Sort, X., Alcañiz, J.M. (1999b). Modification of soil porosity after application of sewage sludge. Soil and Tillage Research. 49 (4): 337-345  Smith, S. R. (1996). Agricultural Recycling of sewage sludge and the environment. CAB Internacional. Wallingford. 382 p  Snaydon R.W. y Baynes R.W. (1981). Factors affecting interactions between white clover and grasses. En: Wright CE (ed). Plant physiology and herbage Production. Nº 13. British Grassland Society. Hurley. 179-184  Snowdon, P., Raison, J., Keith, H., Montagu, K., Bi, K., Ritson, P., Grierson, P., Adams, M., Burrows, W., Eamus, D. (2001). Protocol for sampling tree and stand biomass. National carbon accounting system technical report Nº 31. Australian Greenhouse Office. 114 p  Steinfeld, H., Gerber, P., Wassenaar, T., Castel, V., Rosales, M., De Haan, C., (2006). Livestock’s long Shadow, Environmental issues and options. LEAD-FAO, Roma  Stevens, R.J. y Laughlin, R.J. (1996). Effects of lime and nitrogen fertilizer on two sward types over a 10-year period. Journal of Agricultural Science. 127 (4): 451461 Bibliografía 277  Taylor, R.W., Xiu, H., Mehadi, A.A., Shuford, J.W., Tadesse, W. (1995). Fraction of residual cadmium, copper, nickel, lead, and zinc in previously sludge-amended soil. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 26 (13-14): 2193-2204  Theng, B.K.G., Tate, K.R, Sollins, P., Moris, N., Madkarni, N., Tate, R.L. (1989). Constituients of organic matter in temperate and tropical soils. En: Coleman, D.C., Oades, J.M., Uehara G., (eds). Dynamics of soil organic matter in tropical ecosystems. College of Tropical Agriculture and Human Resources. University of Hawaii. Honolulu. 5-32  Theodorou, C. y Bowen, G.D. (1990). Effects of fertilizer on litterfall and N and P release from decomposing litter in a Pinus radiata plantation. Forest Ecology and Management. 32: 87-102  Thorne, M. y Frank, D. (2009). The effects of clipping and soil moisture on leaf and root morphology and root respiration in two temperate and two tropical grasses. Plant Ecology. 200 (2): 205–215  Thornthwaite, C.W. (1948). An approach toward a rational classification of climate. Geographical Review. 38: 55-94  Tiffany, M.E., McDowell, L.R., O`Connor, G.A., Nguyen, H., Martin, F.G., Wilkinson, N.S., Cardoso, E.C. (2000). Effects of pasture-applied biosolids on forage and soil concentrations over a grazing season in North Florida. II. Microminerals. Communications In Soil Science of Plant Analysis. 31(1-2): 215-227  Trettin, C.C. y Jurgensen, M.F. (2003). Carbon cycling in wetland forest soils. In: Kimble, J.M., Heath, L.S., Birdsey, R.A., Lal, R. (eds). The Potential of U.S. Forest Soils to Sequester Carbon and Mitigate the Greenhouse Effect. CRC Press. Boca Raton. Florida. 311-331  Tsadilas, C.D., Matsi, Th, Barbayiannis, N., Dimoyiannis, D. (1995). Influence of sewage sludge application on soil properties and on the distribution an availability of heavy metal fractions. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 26 (15-16): 2603-2619  UE (Unión Europea) (1986). DOCE nº L 181 04/07/1986. Council Directive 86/278/CEE of 12 June 1986 on the protection of the environment and, in particular of the soil, when sewage sludge is used in agriculture (86/278/EEC). EC Official Journal L 181 04/07/1986. European Commission. Brussels, Belgium. http://eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=CELEX:31986L0278:ES:H TML Bibliografía 278  UE (Unión Europea) (1991). DOCE nº L 135 30/05/1991. Council Directive 91/271/EEC of 21 May 1991 concerning urban waste-water treatment. http://aragon.ugt.org/mambiente/Normativa/pdf/aguas/aguas_eu_91–271.pdf  UE (Unión Europea) (2005). Council regulation (EC) nº 1698/2005 of Septembre 2005 on support for rural development by the European Agricultural Fund for Rural Development  UE (Unión Europea) (2009) Report on implementation of forestry measures under the rural development regulation 1698/2005 for the period 2007-2013 http://eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2005:277:0001:0040:E N en.pdf  Uribe, C., Hernando, L., Román, M., Roig, S., Inclán, R. (2011). Flujos de CO2 del suelo en una dehesa del centro peninsular. En: López-Carrasco Fernández, C., Rodríguez-Rojo, M.P., San Miguel, A., Fernández-González, F., Roig-Gómez, S. (eds). Pastos, paisajes culturales entre tradición y nueves paradigmas del siglo XXI. Sociedad Española para el Estudio de los Pastos. España. 671-677 http://ec.europa.eu/agriculture/fore/publi/report_exsum_en.pdf  Van Breemen, N., Burrough, P.A., Velhorst, E.J., Van Dobben, H.F., De Wit, T., Ridder, T.B., Reijnders, H.F.R. (1982). Soil acidification from atmospheric ammonium sulphate in forest canopy throughfall. Nature. 299: 548-550  Van Minnen, J.G., Klein, K., Stehfest, E., Eickhourt, B., Van Drecht, G., Leemans, R. (2009). The importance of three centuries of land-use change for the global and regional terrestrial carbon cycle. Climatic Change. 97: 123-144  VARIAN (1989). Analytical methods. VARIAN (ed) Australia. 103 p  Ventera, R.T., Graffman, P.T., Verchot, L.V., Magil, A.H., Aber, J.D., Steudlers, P.A. (2003). Nitrogen oxide gas emission from temperate forest soils receiving long-term nitrogen inputs. Global Change Biology. 9: 346-357  Vesterdal, L., Ritter, E., Gundersen, P. (2002). Change in soil organic carbon following afforestation of former arable land. Forest Ecology and Management. 169 (1-2): 137-147  Virgel-Mentxaka, S. (2002). Efecto de la aplicación de escoria siderúrgica LD y fertilizante NPK en sistemas agrarios. Tesis doctoral. Univ. País Vasco.  Vivekanandan, M., Brown, J.R., Williams, J., Clevenger, T., Belyea, R., Tumbleson, M.E. (1991). Tolerance of forage legumes to lime-estabilized sludge. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 22(5-6): 449-463 Bibliografía 279  Walter, H., Lieth, H. (1960). Klimadiagram-Weltatlas. VEB Gustav Fischer Verlag, Jena (DE).  Wagner, D.G. (1988). Mantenimiento o mejoramiento productivo del ganado durante épocas calurosas. Producción Animal. 1 (2): 17-27  Wagner, R.G., Mohammed, G.H., Noland, T.L. (1999). Critical period of interespecific competition for northern conifers associated with herbaceous vegetation. Canadian Journal of Forest Research. 29 (7): 890-897  Waring, R.H. y Pitman, G.B. (1985). Modifying lodgepole pine stands to change susceptibility to mountain pine beetle attack. Ecology. 66: 889-897  Weart, S. (2008). The Discovery of global warming. Harvard University Press, 2nd Edition. 200 p  Wenz, P., Arango, A., Chaves, A., Buitrago, M., Patiño, G., Miles, J., Rao, I. (2006). A Greenhouse Method to Screen Brachiariagrass Genotypes for Aluminum Resistance and Root Vigor. Crop Science. 46: 968-973  West, T.O. y Six, J. (2007). Considering the influence of sequestration duration and carbon saturation on estimates of soil carbon capacity. Climatic Change. 80: 25-41  Wheeler, D.M. (1998). Investigation into the mechanisms causing lime responses in a grass/clover pasture on a clay loam soil. New Zealand Journal of Agricultural Research. 41: 497-515  Whitehead, D.C. (1995). Grassland nitrogen. CAB International. Wallingford. 397 p  Whitehead, D.C. (2000). Nutrient elements in grassland. Soil-Plant-Animal relathionship. CABI Publishing. UK. 369 p  Williams, D.E, Vlamis J., Pukite, A.K., Corey, J.E. (1987). Metal movement in sludge-amented soils: a nine years study. Soil and Science. 143 (2): 124-131  Williams, P.A., Gordon, A.M., Garrett, H.E., Buck, L. (1997). Agroforestry in North America and its role in farming systems. En: Gordon A.M.; S.M. Newman (ed). Temperate Agroforestry Systems. CAB International. Wallingford. 9-84  Wise, M.J. y Abrahamson, W.G. (2007). Effects of resource availability on tolerance of herbivory: a review and assessment of three opposing models. The American Naturalist.169 (4): 443-454  Xunta de Galicia (2004). Inventario de emisións de gases de efecto invernadoiro en Galicia. Consellería de Medio Ambiente. Xunta de Galicia. 168 p  Yuan, G. (2009). Copper, zinc, and nickel in soil solution affected by biosolids amendment and soil management. Australian Journal of Soil Research. 47: 305-310 Bibliografía 280  Yunusa, A. I.M., Mead, D.J., Lucas, R.J., Pollock, K.M. (1995). Process studies in a Pinus radiata pasture agroforestry system in a subhumid temperate environment. II. Análisis of dry matter yields in the third year. Agroforestry Systems. 32 (2): 185-204  Zalidis, G., Stamatiadis, S., Takavakoglou, V., Eskridge, K., Misopolinos, N. (2002). Impacts of agricultural practices on soil and water quality in the Mediterranean region and proposed assessment methodology. Agriculture, Ecosystem and Environment. 88 (2):137-146  Zas, R. y Alonso, M. (2002). Understory vegetation as indicators of soil characteristics in northwest Spain. Forest Ecology and Management. 171: 101-111  Zea-Salgueiro, J. (1992). Producción de ovino de carne en Galicia. Memorias del Centro de Investigaciones Agrarias de Mabegondo 1990. Xunta de Galicia. 314 p  Zutter, B.R. and Miller, J.H. (1998). Eleventh-year response of loblolly pine and competing vegetation to woody and herbaceous plant control on a Georgia Flatwoods site. Souther Journal of Applied Forestry. 22 (2): 88-95 Universidad de Santiago de Compostela Escuela Politécnica Superior de Lugo Departamento de Producción Vegetal