Repositorio Institucional de Documentos

! Criterios ecohidrológicos para el establecimiento de Quercus ilex y Pinus nigra en laderas restauradas de la mina El Moral (Utrillas, Teruel). Autor: Eduardo Vicente Bartolí. Director: Dr. José Manuel Nicolau Ibarra. Codirectora: Dra. Mª Tíscar Espigares Pinilla. Huesca, 24 de junio de 2014. Grado en Ciencias Ambientales ! ! Agradecimientos A mis directores del TFG, José Manuel Nicolau y Tíscar Espigares, por su apoyo, asesoramiento, de los que no he dejado de aprender en ningún momento y gracias a los cuales la realización de este trabajo ha sido tan agradable; a Mariano Moreno las Heras, Patricio García-Fayos, Esther Bochet y Antonio López por su inestimable colaboración y al ayuntamiento de Utrillas por su cooperación. Este trabajo ha contado con la financiación del proyecto del Ministerio de Economía y Competitividad CGL201021754-C0-02. ! Índice ! ! Resumen....................................................................................................................................1# ! 1 Introducción..........................................................................................................................2# ! 2. Material y métodos.............................................................................................................6# 2.1 Área de estudio........................................................................................................................... 6! 2.1.1 Cuenca lignitífera de Teruel............................................................................................................6! 2.1.2 Área experimental de Utrillas.........................................................................................................7! 2.2 Diseño experimental: ..............................................................................................................10! 2.3 Variables registradas..............................................................................................................13! 2.4 Análisis estadístico...................................................................................................................15# ! 3 Resultados........................................................................................................................... 15! 3.1 Ladera I .....................................................................................................................................15! 3.2 Ladera II....................................................................................................................................20! 3.3 Pluviometría..............................................................................................................................23# ! 4 Discusión............................................................................................................................. 23! 4.1 Papel de Genista scorpius como planta nodriza en la ladera I.......................................23! 4.2 Papel de las manchas de Lolium perenne como islas de fertilidad en la ladera II.....26! 4.3 Implicaciones para la restauración de ecosistemas..........................................................27# ! 5 Conclusiones....................................................................................................................... 28# ! 6 Recomendaciones.............................................................................................................. 28# ! 7 Bibliografía......................................................................................................................... 30! ! 1! Resumen La restauración ecológica en minería hace necesaria la integración de factores bióticos y abióticos. Para que esto se lleve a cabo de la forma más correcta y eficiente posible se deben comprender las variables geomorfológicas, hidrológicas y las relaciones que se dan entre las comunidades biológicas del ecosistema. Todo ello se puede concretar como los procesos ecohidrológicos, y el éxito de una restauración minera depende en gran medida de ellos. En esta línea se ha llevado a cabo el presente trabajo, en el que se han estudiado las ventajas en el establecimiento de Pinus nigra y Quercus ilex que proporcionan distintas unidades ecohidrológicas presentes en una mina restaurada; concretamente arbustos de Genista scorpius con el papel de plantas nodriza y manchas de vegetación de Lolium perenne que funcionan como áreas importadoras de agua según el modelo TTRP. Los resultados muestran que Genista scorpius facilita a las especies introducidas favoreciendo su crecimiento junto a ella, hecho mucho más notable en el caso de Pinus nigra y en las posiciones en las que la planta nodriza proporciona más sombra. Por otro lado, las manchas de Lolium perenne mejoraron la supervivencia y el crecimiento de los individuos que fueron introducidos en ellas. Por ello se propone que en próximas restauraciones, en laderas con niveles intermedios de erosión, se aprovechen las microformas del relieve que funcionan como sumideros según el modelo TTRP para introducir plantones de Pinus nigra y Quercus ilex; y en el caso de laderas con niveles bajos de erosión y que presenten individuos de Genista scorpius, se utilicen las zonas sombreadas por estos para la revegetación con estas dos especies. Palabras clave: restauración, facilitación, planta nodriza, mancha, claro, ladera, escorrentía. 2! 1 Introducción ! La minería de carbón a cielo abierto produce grandes y diversos impactos ambientales, viéndose afectados prácticamente todos los niveles de los ecosistemas, desde la geología y geomorfología hasta el suelo y vegetación (Nicolau, 2003). De este modo se deduce que los servicios ambientales que prestan se ven reducidos en gran medida dependiendo de la magnitud de la perturbación causada por la actividad. Para tratar de recuperarlos tras este tipo de impactos se hace necesaria su restauración, y esta debe acometerse atendiendo a los niveles que se han visto afectados. Por lo tanto, debe llevarse a cabo en tres fases: restauración del relieve, restauración del suelo y revegetación (Nicolau & Moreno-de las Heras, 2006). La teoría parece clara, sin embargo la realidad es mucho más compleja, prueba de ello es el escaso éxito que han tenido muchas restauraciones mineras. Por ejemplo, en la provincia de Teruel se abrieron 24 minas a cielo abierto desde 1976 y su restauración, forzada legalmente, ha quedado lejos de ser satisfactoria debido a fallos en su ejecución (Moreno-de las Heras et al. 2008). Del mismo modo, gran parte de las políticas de restauración forestal en España se muestran insuficientes (Hernández, 2013). La conclusión general es que el fracaso de estos proyectos radica en el desconocimiento del funcionamiento de los ecosistemas y los requerimientos de las especies que los integran (Jordano et al. 2002). En respuesta a este hecho, se han llevado a cabo numerosos proyectos de investigación orientados a comprender las fuerzas que rigen su evolución, dinámica y comportamiento. Una parte de estos trabajos se ha encargado de estudiar los fenómenos que causan su degradación, dando especial protagonismo a la erosión hídrica; mientras que otras investigaciones han profundizado en la dinámica de las poblaciones vegetales y las interacciones entre sus individuos. Los ecosistemas que presentan laderas con suelo desprovisto de vegetación son más susceptibles a la erosión, aumentando el riesgo de pérdida de suelo y por lo tanto de ver mermada su capacidad de albergar vida (García-Fayos, 2008). Por ello, en el contexto de la restauración de ecosistemas tras minería a cielo abierto, cobran importancia los estudios sobre las interacciones entre la erosión hídrica y la vegetación. García-Fayos (2008) describe estas interacciones como una relación bilateral, de modo que la vegetación influye sobre la erosión aumentando la coherencia del suelo, la capacidad de infiltración, protege del impacto de las gotas de lluvia y frena la escorrentía. A su vez, la erosión afecta a la vegetación directamente descalzando raíces, arrastrando propágulos y horizontes superficiales, lo que termina resultando en un empobrecimiento de la riqueza específica y de la cobertura vegetal. La figura 1 muestra un modelo propuesto por Thornes (2004), con algunas modificaciones de Moreno-de las Heras (2009), en el que se sintetizan las distintas trayectorias de evolución que puede tomar un sistema de ladera en función del dominio de la erosión o de la vegetación. 3! Según este modelo, cuando se produce un mayor desarrollo de la erosión frente al de la vegetación, el ecosistema se ve sometido a fuerzas de carácter abiótico que conducirán a la ladera a un estado de erosión y de degradación máximas; mientras que en el caso contrario primará el control biótico, lo que derivará en un máximo desarrollo de la vegetación. Cuando las fuerzas bióticas y abióticas se equiparan ocurre una situación de inestabilidad en la que, dependiendo de las contingencias, el ecosistema puede tomar cualquiera de las trayectorias de evolución expuestas. Figura 1: Efecto combinado en un sistema de ladera del desarrollo de la vegetación y la erosión en ambientes mediterráneos. Tomado de Thornes (2004) con modificaciones de Moreno-de las Heras (2009). De todos modos, hay que recordar que la principal fuerza que desencadena la erosión hídrica es la gravedad, a través de la cual el relieve tiende a equilibrarse tras verse modificado. Esto implica que el diseño geomorfológico es el paso más importante para evitar que este fenómeno contribuya en mayor medida al fracaso de una restauración ecológica, orientándolo a un manejo experto de la escorrentía y basándolo en el concepto de cuenca hidrográfica (Nicolau, 2003). También hay que resaltar que la hidrología de las laderas puede afectar a los procesos ecológicos que se dan en las mismas. Un ejemplo de ello es lo explicado por el modelo TTRP (Trigger-Transfer-Reserve-Pulse) propuesto por Ludwig et al. (2005) para sistemas áridos y semiáridos. Según este marco conceptual, en ambientes secos con cobertura vegetal discontinua, las comunidades se organizan en un patrón espacial de manchas y claros que responde a un flujo de recursos (principalmente agua) desde los claros exportadores hacia las manchas de vegetación importadoras. Como indica la figura 2 tras un evento de lluvia se produce una transferencia de recursos que genera un pulso de crecimiento en las manchas de vegetación. Este modelo se ha demostrado funcional en laderas restauradas de la minería a cielo abierto en Utrillas (Espigares et al. 2012), en las que se han identificado diversos tipos de manchas (unidades ecohidrológicas) importadoras, como manchas de gramíneas sembradas (Lolium sp.) o espontáneas (Brachypodium sp.), etc, (Merino-Martín et al. 2012). 4! Figura 2: marco conceptual TTRP, tomado de Ludwig et al. (2005). Los otros trabajos que tienen interés para la restauración son los que se encargan de las interacciones que se dan entre los individuos que conforman los ecosistemas. Destacan así las investigaciones sobre la facilitación entre plantas, entendiéndose esta como un fenómeno que consiste en que una especie mejora la supervivencia, crecimiento o estado general de otra (Callaway, 1995). Los mecanismos a través de los que se produce son diversos: Se ven modificados determinados recursos de forma favorable para las plantas facilitadas, como la luz, humedad del suelo, oxigenación del suelo y disponibilidad de nutrientes; además se mejoran condiciones como la temperatura y características físicas del sustrato. También se han comprobado otros efectos positivos, como la protección frente a la herbivoría, concentración y germinación de propágulos… etc (Callaway, 1995). En la naturaleza se dan combinaciones complejas entre competencia y facilitación; de hecho, en ocasiones una interacción positiva que sucede entre dos individuos puede tornarse negativa, produciéndose entonces un balance entre facilitación y competencia en función de determinados factores, asociados normalmente a un gradiente de estrés (Zamora et al. 2008). De ello deriva la hipótesis del gradiente de estrés, también conocida como SGH (StressGradient Hypothesis), la cual indica que la relación entre la facilitación en plantas y el grado de perturbación al que se ven sometidas es inversa, es decir, en condiciones desfavorables primarán las interacciones positivas entre individuos, mientras que estas serán menos evidentes o incluso negativas cuando las condiciones sean favorables (Brooker et al. 2007). 5! Diversos autores han estudiado este fenómeno y los resultados han sido dispares, por lo que a lo largo del tiempo que se ha investigado la SGH han surgido controversias sobre la confirmación o no de esta hipótesis (Brooker et al. 2007) (Bowker et al. 2010). Soliveres et al. (2014) sugieren que estos conflictos pueden resolverse si en las futuras investigaciones que se lleven a cabo se estudia con mayor profundidad el efecto que tienen las especies en concreto, la naturaleza del factor que produce el estrés y la escala a la que se realiza dicho estudio (interacciones entre individuos o comunidades). Zamora et al. (2008) apuntan que el signo de la interacción entre plantas puede cambiar no sólo debido a los factores presentes en el medio, sino también a lo largo del tiempo. En estos casos la facilitación se mantiene durante los primeros años de vida de la planta beneficiada. Pasado este tiempo se pueden dar situaciones distintas. Si la especie favorecida tiene una morfología, longevidad y necesidades ecológicas similares a la planta facilitadora, estas acabaran por competir, ya que cuando las plántulas crezcan acabarán por demandar los mismos recursos. Sin embargo, si las características anteriormente mencionadas de la especie beneficiada son lo suficiente distintas, será menos probable que suceda un cambio de signo en la interacción cuando esta alcance una edad adulta, principalmente porque su facilitadora ya habrá muerto o se encontrará en un estado senescente. Este es un efecto visible sobretodo cuando arbustos actúan como plantas nodriza de especies arbóreas. La gran mayoría de estudios sobre facilitación entre plantas concluyen que una de sus grandes aplicaciones es la restauración de ecosistemas, concretamente en la fase de revegetación. Esto adquiere mayor importancia cuando dicha restauración debe hacerse en ambientes áridos y semiáridos, donde las condiciones del medio son más duras y las plantas se ven sometidas a mayor estrés abiótico, lo que puede condicionar notablemente su éxito. En este contexto se enmarca el presente TFG. En dos laderas de una mina de carbón a cielo abierto restaurada en el municipio de Utrillas, provincia de Teruel, se va a estudiar el efecto que determinadas unidades ecohidrológicas ejercen sobre el establecimiento y crecimiento de dos especies arbóreas, a saber Quercus ilex y Pinus nigra, quedando así configurado el objetivo general del trabajo. Las unidades ecohidrológicas consideradas son arbustos de la especie Genista scorpius actuando como planta nodriza, y manchas de vegetación de la especie Lolium perenne. Los objetivos específicos son: • Comprobar el posible efecto facilitador que el arbusto Genista scorpius ejerce sobre plantones de Pinus nigra y Quercus ilex introducidos en laderas de minas de carbón restauradas. • Determinar si la posición respecto a la planta nodriza que ocupan las especies leñosas introducidas es significativa para su establecimiento y crecimiento. • Comprobar las posibles ventajas sobre la supervivencia y el crecimiento de Pinus nigra y Quercus ilex que ejercen las unidades ecohidrológicas constituidas por las manchas de Lolium perenne en las laderas restauradas. 12! Por otro lado, Rivas-Martínez (1987) considera los encinares como la formación vegetal potencial de la zona y Pinus nigra es una especie ampliamente empleada en repoblaciones forestales de la zona que ha mostrado su utilidad en la gestión forestal. Imagen 6: Proceso de plantación. En ambas laderas se distinguieron varias unidades ecohidrológicas o microambientes donde realizar la plantación. En la ladera I se llevó a cabo en tres micrositios distintos: • Aliaga superior: las especies introducidas se plantan junto a individuos Genista scorpius, de forma que ocupen una posición más elevada en la ladera respecto a los mismos. • Aliaga inferior: constituye un caso similar al anterior, con la diferencia de que los individuos introducidos ocupan una posición más baja en la ladera respecto al arbusto de Genista scorpius junto al que se han plantado. • Claro: los individuos introducidos se plantan en zonas de la ladera con ausencia de Genista scorpius. En la ladera II la plantación se hizo en dos tratamientos: • Mancha de Lolium: los individuos se plantan en manchas de vegetación de Lolium perenne, correspondientes con zonas de la ladera importadoras de agua, suelo y nutrientes. • Claro: las especies se introducen en zonas de la ladera con ausencia de vegetación de Lolium perenne, que además constituyen zonas exportadoras de agua, suelo y nutrientes. 13! Se hicieron 40 réplicas de la plantación en cada una de las unidades ecohidrológicas mencionadas en cada ladera, mientras que se plantaron dos individuos de ambas especies por réplica. Pasados 4 meses se eliminó uno de los plantones duplicados para evitar competencia entre ambos. Imagen 7: Plantones de ambas especies tras la plantación, ubicados en la posición de aliaga superior. En todos los microambientes de cada ladera se establecieron 7 puntos en los que se introdujeron varillas metálicas de 50 cm de largo y 5 mm de espesor, las cuales juegan el papel de sensores para tomar medidas de humedad del suelo. Por lo tanto se configuraron 35 puntos con este objetivo. 2.3 Variables registradas Las variables registradas han sido las siguientes: - Supervivencia de los plantones. - Crecimiento de los plantones. - Humedad edáfica. - Radiación. - Pluviometría. La primera toma de datos se realizó el 21 de marzo de 2013, fecha que se toma como inicio del experimento, que se prolongó durante un año. En ese periodo de tiempo se monitorearon mensualmente tanto la supervivencia de plantones como la humedad del suelo en los puntos representativos de los 5 tratamientos. Las medidas de esta última variable se tomaron siguiendo la técnica Time Domain Reflectometry (TDR), utilizando un medidor Tektronix 1502C según las directrices de Cassel et al. (1994). 14! Imagen 8: Muestreo de humedad del suelo utilizando el medidor TDR. El crecimiento de los plantones (incremento de altura y de diámetro basal) se midió utilizando un calibre una vez al año tras las estaciones de crecimiento de los individuos, lo que hacen un total de dos medidas a lo largo del experimento. Imagen 9: Muestreo del crecimiento de los plantones utilizando el calibre. También se cuantificó una vez, el 28 de junio de 2013, la radiación fotosintéticamente activa (PAR por sus siglas en inglés) en la ladera de aliaga, en cada uno de los tres tratamientos para las dos especies. La medida se llevó a cabo entre las 13:00 y las 18:00 en un día soleado y sin nubes. 15! Imagen 10: Muestreo del PAR. Los datos de precipitación se registraron mediante un pluviómetro situado en el área de estudio. 2.4 Análisis estadístico Para el análisis de los datos se empleó el programa STATISTICA versión 8. En primer lugar se comprobó la distribución normal de los datos, los que cumplían con esta distribución se analizaron mediante test ANOVA one-way, a la vez que para los datos de humedad del suelo se utilizó el test ANOVA de medidas repetidas; mientras que los que no cumplían con la distribución normal se analizaron aplicando test de KruskallWallis. Por último se llevaron a cabo análisis χ2 para el caso de la supervivencia de los plantones. 3 Resultados 3.1 Ladera I En la ladera de aliaga sobrevivieron el 84% de los pinos introducidos. De los 40 individuos plantados en cada uno de los tres tratamientos, en la posición de aliaga inferior sobrevivieron el 85%, el 80% en aliaga superior y el 87,5% en claro. Los posteriores análisis χ2 muestran que no hay diferencias significativas entre las dos posiciones respecto a la planta nodriza (g.l=1 , χ2=0,35 , p=0,5562), tampoco las hay si se compara la supervivencia en los claros con el tratamiento de aliaga superior (g.l=1 , χ2=0,83 , p=0,3633) y con el de aliaga inferior (g.l=1 , χ2=0,11 , p=0,7454). En cuanto al incremento de diámetro de los pinos (figura 6), el test ANOVA indica que hay diferencias significativas entre las unidades ecohidrológicas (p<0,05), el análisis post-hoc (prueba de Tukey HSD) indica que el crecimiento en la posición de aliaga inferior es significativamente mayor que en el resto de tratamientos. 16! Figura 6: Incremento de diámetro de la especie Pinus nigra en las distintas unidades ecohidrológicas de la ladera I. Las letras indican diferencias significativas entre ellas. En el caso del incremento de altura de los pinos (figura 7), el test ANOVA muestra también diferencias entre las unidades ecohidrológicas (p<0,05), mientras que el análisis post-hoc (prueba de Tukey HSD) muestra que el crecimiento ha sido significativamente mayor en las dos posiciones junto a la planta nodriza que en las zonas de claro. Figura 7: Incremento de altura del tallo de la especie Pinus nigra en las distintas unidades ecohidrológicas de la ladera I. Las letras indican diferencias significativas entre ellas. 17! En el caso de las encinas, sobrevivieron el 91% de los individuos plantados. Literalmente no hubo diferencias en la supervivencia entre las dos posiciones junto a la planta nodriza, ya que en ambas sobrevivieron el 92,5% de los plantones introducidos; además en la unidad ecohidrológica de claro se registró una supervivencia del 90%. El análisis χ2 no muestra diferencias significativas entre la observada en esta posición y en las dos junto a la planta nodriza (g.l=1 , χ2=0,16 , p=0,6924). Por otro lado, los datos del incremento de diámetro de las encinas no se ajustan a una distribución normal, su análisis con el test de Kruskal-Wallis (figura 8) no muestra que existan diferencias significativas entre las unidades ecohidrológicas consideradas. (p>0,05) Figura 8: Incremento de diámetro del tallo de la especie Quercus ilex en las distintas unidades ecohidrológicas de la ladera I. En el incremento de altura de las encinas (figura 9), el test ANOVA no muestra diferencias significativas entre las unidades ecohidrológicas consideradas (p>0,05). 18! Figura 9: Incremento de altura del tallo de la especie Quercus ilex en las distintas unidades ecohidrológicas de la ladera I. El análisis ANOVA de medidas repetidas para la humedad del suelo en esta ladera (figura 10) muestra que no hay diferencias significativas en este aspecto entre las tres unidades ecohidrológicas consideradas. Figura 10: Evolución de la humedad del suelo de las distintas unidades ecohidrológicas de la ladera I. 19! Los datos de los análisis del PAR no se ajustan a una distribución normal. Los test de Kurskal-Wallis muestran que en el caso del pino (figura 11) hay diferencias significativas entre las unidades ecohidrológicas (p<0,05), siendo la radiación solar significativamente menor en la posición de aliaga inferior que en el resto de tratamientos, al igual que sucede en el caso de la encina (figura 12). Figura 11: PAR para la posición de los pinos en la ladera I. Las letras indican diferencias significativas entre ellas. Figura 12: PAR para la posición de las encinas en la ladera I. Las letras indican diferencias significativas entre ellas. 20! 3.2 Ladera II En esta ladera hay que destacar que aproximadamente el 36% del total de individuos de Pinus nigra fueron víctimas de herbivoría, esto no tuvo repercusiones en el análisis de supervivencia ya que de los que fueron mordidos sólo murieron 4, lo que representa un 5% del total de pinos. La supervivencia registrada en esta especie fue del 86,25% y fue mayor (47,5% frente a 38,75%) en las manchas de Lolium perenne que en los claros, el análisis χ2 demuestra que esa diferencia es significativa (g.l=1 , χ2=5,16 , p=0,0231). En cuanto al crecimiento de los pinos, hay que destacar el ganado consumió la parte apical de los individuos que fueron afectados por herbivoría, cuya consecuencia fue que el crecimiento se viese alterado, por lo que los resultados de esta parte no son del todo fiables. Los datos del incremento de diámetro de los pinos no mostraban distribución normal, el análisis de Kruskal-Wallis (figura 13) no detectó diferencias significativas entre mancha y claro (p>0,05). Figura 13: Incremento de diámetro del tallo de la especie Pinus nigra en las distintas unidades ecohidrológicas de la ladera II. El análisis ANOVA del incremento de altura del pino tampoco mostró diferencias significativas (p>0,05) entre ambas unidades ecohidrológicas (figura 14). 21! Figura 14: Incremento de altura del tallo de la especie Pinus nigra en las distintas unidades ecohidrológicas de ladera II. La supervivencia de las encinas de esta ladera fue del 85%. La mortandad registrada en las manchas fue del 2,5% frente al 12,5% de los claros. El análisis χ2 indica que esta diferencia es significativa (g.l=1 , χ2=6,27 , p=0,0123). El test ANOVA no mostró diferencias significativas en el incremento de diámetro de las encinas (figura 15) entre las dos unidades ecohidrológicas consideradas en esta ladra (p>0,05). Figura 15: Incremento de diámetro de la especie Quercus ilex en las distintas unidades ecohidrológicas de la ladera II. 28! otorgaría al sistema de mayor complejidad en el desarrollo de la vegetación, lo que implicaría una mayor resistencia del mismo frente a la degradación. Esto es importante si pensamos concretamente en la ladera II de este trabajo, dado que se halla en un estado en el que dominan las fuerzas abióticas. Hay que señalar que la restauración de ecosistemas está sujeta a contingencias que pueden alterar la trayectoria evolutiva esperada de los mismos en el momento que esta se planificó, y un sistema con predominio del control abiótico será mucho más vulnerable a estas contingencias. De este modo se puede decir que la ladera II se encuentra en un umbral en el que si durante un tiempo prolongado se suceden años muy secos, u ocurren episodios de lluvia muy intensa e intermitente que erosione notablemente el sustrato, el sistema entraría inevitablemente en una espiral de degradación que conllevaría al fracaso de la recuperación de este entorno, cuya corrección implicaría un gasto notable de tiempo y recursos, además de que todo lo anteriormente realizado en su restauración habría sido en vano. Trabajos como este, en los que se estudia la revegetación enfocándola al papel que cumplen las especies en el ecosistema y los procesos en los que intervienen, más allá de la simple mejora de un paisaje desolado, son claves para prevenir situaciones como la descrita anteriormente si los conocimientos adquiridos en ellos se implantan en la realidad actual de la restauración de ecosistemas. 5 Conclusiones • La especie Genista scorpius puede actuar como planta nodriza en laderas restauradas tras minería a cielo abierto en ambientes áridos y semiáridos. • Genista scorpius es mejor facilitadora para Pinus nigra que para Quercus ilex, especie con la que la relación positiva es menos evidente. • La mejor posición respecto a la planta nodriza para el establecimiento de las especies arbóreas es aquella en la que el arbusto proteja más de la radiación solar • Las manchas de vegetación de Lolium perenne, que funcionan de forma acorde al modelo TTRP, pueden actuar como islas de fertilidad en laderas restauradas tras minería a cielo abierto en ambientes áridos y semiáridos. • Estas islas de fertilidad se pueden aprovechar para el establecimiento de especies arbóreas como Pinus nigra y Quercus ilex. 6 Recomendaciones Se propone que los diseños de las restauraciones mineras tengan en cuenta el funcionamiento ecohidrológico de algunas laderas según el modelo TTRP, así como el carácter facilitador de Genista scorpius, a fin de incrementar la eficacia de las labores de revegetación. 29! En concreto se recomienda: • Introducir plantones de Pinus nigra y Quercus ilex en microformas de relieve importadoras (sumideros), en el caso de laderas con niveles intermedios de erosión. • Introducir plantones de Pinus nigra y Quercus ilex en la parte sombreada de individuos de Genista scorpius, en el caso de laderas con niveles bajos de erosión. Del mismo modo, el presente trabajo se podría complementar con futuras investigaciones que podrían reforzar los resultados del mismo. Conviene llevar a cabo un seguimiento del mismo estudio durante un periodo de tiempo más prolongado, de varios años, para poder observar el efecto de las variaciones climáticas interanuales en las especies introducidas, además de comprobar cómo se comportan dichas especies una vez hayan alcanzado una edad en la que no dependan de los efectos de las plantas nodriza. Cabe destacar que actualmente se continúa haciendo el seguimiento del experimento, por lo que la observación en un periodo de tiempo más amplio está asegurada. También sería interesante llevar a cabo una investigación sobre la propagación de especies en la zona de estudio, principalmente de Genista scorpius por su papel como planta nodriza, para ver si es capaz de colonizar las laderas con flujo medio de escorrentía. Otro posible estudio sería aislar del flujo de agua algunas manchas de la ladera II, para observar el efecto que esa exclusión tendría sobre las especies arbóreas introducidas, y así discernir si existe algún tipo de relación ecológica con la vegetación que ocupa la mancha independientemente del aprovechamiento del recurso hídrico que se da en este microambiente. ! ! ! ! ! ! ! 30! 7 Bibliografía Bowker, M. Soliveres, S. Maestre, F. T. (2010). Competition increases with abiotic stress and regulates the diversity of biological soil crusts. Journal of Ecology, 98(3), 551–560. Brooker, R. W. et al. (2007). Facilitation in plant communities: the past, the present, and the future. Journal of Ecology, 96, 18–34. Callaway, R. M. (1995). Positive interactions among plants. The Botanical Review, 61(4), 306–349. Callaway, R. M. Walker, L. R. (1997). Competition and Facilitation : A Synthetic Approach to Interactions in Plant Communities. Ecology, 78(7), 1958–1965. Cassel, D. Kachanoski, R. Topp, G. (1994). Practical consideratios for using a TDR cable tester. Soil Technology, 7, 113–126. Castro, J. Zamora, R. Hódar, J. (2006). Restoring Quercus pyrenaica forests using pioneer shrubs as nurse plants. Applied Vegetation Science, 9(1), 137–142. Castro, J. Zamora, R. Hódar, J. A. Gómez, J. M. (2002). Use of Shrubs as Nurse Plants : A New Technique for Reforestation in Mediterranean Mountains. Restoration Ecology, 10(2), 297–305. Castro, J. Zamora, R. Hódar, J. A. Gómez, J. M. Gómez-aparicio, L. (2004). Benefits of using shrubs as nurse plants for reforestation in Mediterranean mountains : a 4-year study. Restoration Ecology, 12, 352–358. De León-Llamazares, A. (1991). Caracterización agroclimática de la provincia de Teruel. Madrid: Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación, Dirección General de la Producción Agraria. Espigares, T. Merino-Martín, L. Moreno-de las Heras, M. Nicolau, J. M. (2012). Intensity of ecohydrological interactions in reclaimed Mediterranean slopes: effects of run-off redistribution on plant performance. Ecohydrology. doi:10.1002/eco.1307. García, D. Zamora, R. Hódar, J. A. Gómez, J. M. Castro, J. (2000). Yew ( Taxus baccata L .) regeneration is facilitated by fleshy-fruited shrubs in Mediterranean environments. Biological Conservation, 95, 31–38. García-Fayos, P. (2008). Interacciones entre la vegetación y la erosión hídrica. In F. Valladares (Ed.), Ecología del bosque mediterráneo en un mundo cambiante (2nd ed., pp. 311–336). Madrid: Ministerio de Medio Ambiente, EGRAF S.A. 31! Gasque, M. Garcı!a-Fayos, P. (2004). Interaction between Stipa tenacissima and Pinus halepensis: consequences for reforestation and the dynamics of grass steppes in semi-arid Mediterranean areas. Forest Ecology and Management, 189(1-3), 251– 261. Gómez-Aparicio, L. Zamora, R. Castro, J. Hódar, J. A. (2008). Facilitation of tree saplings by nurse plants : Microhabitat amelioration or protection against herbivores? Journal of Vegetation Science, (January), 161–172. Hernández, L. (2013). Estándares para la certificación de proyectos de restauración de ecosistemas forestales. In C. Martinez Ruiz, F. Lario Leza, B. Fernández-Santos (Eds.), Avances en la restauración de ecosistemas forestales. Técnicas de implantación (pp. 7–13). Madrid: SECF-AEET. Jordano, P. Zamora, R. Marañón, T. Arroyo, J. (2002). Claves ecológicas para la restauración del bosque mediterráneo. Aspectos demográficos, ecofisiológicos y genéticos. Ecosistemas, 11(1). Ludwig, J. Wilcox, B. Breshears, D. Tongway, D. Imeson, A. (2005). Vegetation patches and runoff-erosion as interacting ecohydrological processes in semiarid landscapes. Ecology, 86, 288–297. Maestre, F. T. Callaway, R. M. Valladares, F. Lortie, C. J. (2009). Refining the stressgradient hypothesis for competition and facilitation in plant communities. Journal of Ecology, 97(2), 199–205. Merino-Martín, L. Breshears, D. D. Moreno-de las Heras, M. Villegas, J. C. PérezDomingo, S. Espigares, T. Nicolau, J. M. (2012). Ecohydrological Source-Sink Interrelationships between Vegetation Patches and Soil Hydrological Properties along a Disturbance Gradient Reveal a Restoration Threshold. Restoration Ecology, 20(3), 360–368. Merino-Martín, L. Moreno-de las Heras, M. Pérez-Domingo, S. Espigares, T. Nicolau, J. M. (2012). Hydrological heterogeneity in Mediterranean reclaimed slopes: runoff and sediment yield at the patch and slope scales along a gradient of overland flow. Hydrology and Earth System Sciences, 16(5), 1305–1320. Milder, A. Salazar, E. Fernández-Santos, B. Martínez-Ruiz, C. (2012). Regeneración natural de Quercus petraea en minas de carbón restauradas: influencia positiva de los matorrales autóctonos. In C. Martínez-Ruiz, F. . Lario Leza, & B. FernándezSantos (Eds.), Avances en la restauración de ecosistemas forestales. Técnicas de implantación (pp. 89–94). Madrid: SECF-AEET. Moreno-de las Heras, M. (2009). Efectos ecológicos de la erosión en laderas derivadas de la minería del carbón a cielo abierto. Ecological Engineering. Universidad de Alcalá. Moreno-de las Heras, M. Espigares, T. Merino-Martín, L. Nicolau, J. M. (2011). Waterrelated ecological impacts of rill erosion processes in Mediterranean-dry reclaimed slopes. Catena, 84(3), 114–124. 32! Moreno-de las Heras, M. Merino-Martín, L. Nicolau, J. M. (2009). Effect of vegetation cover on the hydrology of reclaimed mining soils under Mediterranean-Continental climate. Catena, 77(1), 39–47. Moreno-de las Heras, M. Nicolau, J. M. Espigares, T. (2008). Vegetation succession in reclaimed coal-mining slopes in a Mediterranean-dry environment. Ecological Engineering, 34, 168–178. doi:10.1016/j.ecoleng.2008.07.017 Nicolau, J. M. (2003). Diseño y construcción del relieve en la restauración de ecosistemas degradados: una perspectiva ecológica. In Universidad de Alcalá (Ed.), Restauración de ecosistemas mediterráneos (pp. 173–189). Nicolau, J. M. Moreno-de las Heras, M. (2006). Restauración de ecosistemas alterados por movimiento de tierras. El caso de la minería de carbóna cielo abierto. In R. Bienes & J. M. Marqués (Eds.), Conservación del Medio Ambiente: revegetación, recuperación del suelo y empleo de residuos en el control de la erosión (pp. 156– 173). Madrid: MIDRA, Consejería de Economía e Innovación Tecnológica, Comunidad de Madrid, Madrid. Nicolau, J. M. Moreno-de las Heras, M. Merino-Martín, L. Espigares, T. (2012). Bases ecohidrológicas para la restauración ecológica en minería. In A. García Álvarez & J. Ramón Travieso (Eds.), Restauración ecológica en minería. De la teoría a la práctica (pp. 47–63). Ponferrada. Papadakis, J. (1966). Climates of the world and their agricultural potentialities. Buenos Aires. Peña-Monné, J. L. Cuadrat-Prats, J. M. Sánchez-Fabre, M. (2002). El clima de la provincia de Teruel. Zaragoza: Instituto de Estudios Turolenses. Rivas-Martínez, S. (1987). Memoria del Mapa de Series de Vegetación de España. Madrid: Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Soliveres, S. Eldridge, D. J. Hemmings, F. Maestre, F. T. (2012). Nurse plant effects on plant species richness in drylands: The role of grazing, rainfall and species specificity. Perspectives in Plant Ecology, Evolution and Systematics, 14(6), 402– 410. Soliveres, S. Smit, C. Maestre, F. T. (2014). Moving forward on facilitation research: response to changing environments and effects on the diversity, functioning and evolution of plant communities. Biological Reviews of the Cambridge Philosophical Society. Thornes, J. B. (2004). Stability and instability in the management of Mediterranean desertification. In J. Wainwright & M. Mulligan (Eds.), Environmental modelling. Finding simplicity in complexity (pp. 303–315). Chichester. 33! Torroba, P. Zaldívar-García, M. Fernández-Santos, B. Martínez-Ruiz, C. (2012). Papel de los matorrales autóctonos en la expansión del bosque en minas de carbón restauradas en el norte de Palencia. In C. Martínez-Ruiz, F. J. Lario Leza, B. Fernández-Santos (Eds.), Avances en la restauración de ecosistemas forestales. Técnicas de implantación (pp. 81–87). Madrid: SECF-AEET. Zamora, R. Garcı!a-Fayos, P. Gómez-Aparicio, L. (2008). Las interacciones plantaplanta y planta animal en el contexto de la sucesión ecológica. In F. Valladares (Ed.), Ecología del bosque mediterráneo en un mundo cambiante (2nd ed., pp. 373–396). Madrid: Ministerio de Medio Ambiente, EGRAF S.A.