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JOSÉ ANTONIO LÓPEZ-ESPINOSA
FloresdeMurcia.com. C/ Príncipe de Asturias 24. 30849-El Cañarico (Alhama de Murcia).
Factores que influyen en la regeneración del sabinar canario tras el abandono agrícola
Los bosques termoesclerófilos de Canarias se encuentran entre las formaciones forestales más castigadas del archipiélago desde la llegada de los primeros pobladores hace aproximadamente 2000 años (Del Arco et al., 2010). Estos bosques ocupaban grandes extensiones especialmente en zonas de medianías albergando una elevada biodiversidad endémica (Otto et al., 2012). Los sabinares son un claro ejemplo de la notable regresión de dichos bosques, quedando sus mejores representaciones actuales relegadas a La Gomera (2775 ha) y El Hierro (1239 ha), y sectores muy puntuales de Tenerife (431 ha) (Del Arco et al., 2010). La sabina canaria, Juniperus canariensis Guyot in Mathou & Guyot, recientemente considerada como endemismo (Romo et al., 2019), fue muy apreciada por su madera para la construcción y la actividad agrícola, lo que provocó talas generalizadas especialmente tras la conquista del archipiélago en el s. XV (Rodríguez-Delgado & Marrero, 1990). Dichas talas, han venido acompañadas por un intenso pastoreo y la introducción de especies vegetales exóticas (del género Opuntia y Pinus entre otras), por lo que estas
formaciones han experimentado una notable y prolongada degradación (Otto et al., 2012; Bello-Rodríguez et al., 2020).
En las últimas décadas, esta dinámica ha cambiado y algunos sabinares muestran síntomas de recuperación, gracias al abandono agrícola y a la integración de estos bosques en diversos espacios naturales protegidos y en la Directiva Hábitats como parte de los “Bosques endémicos de Juniperus spp.” (Montesinos et al., 2009). Este es el caso del sabinar de Vallehermoso en el noroeste de La Gomera, donde a través del uso de la fotografía aérea, se ha detectado su avance en una zona que en los años 50 había quedado degradada (Bello-Rodríguez et al., 2016). El presente trabajo analiza la estructura poblacional de la sabina canaria y sus especies acompañantes, en un total de 38 parcelas ubicadas de forma aleatoria, concretamente en el Lomo de La Culata (Fig.1). El objetivo es identificar los factores que influyen en la regeneración del sabinar, ya sean ambientales (elevación, orientación y distancia a la línea de costa) como antrópicos (aprovechamientos o presencia de especies exóticas).
Por medio de un análisis de similitud florística se clasificaron esas 38 parcelas (Figs. 1 y 2), en tres categorías: 1) el sabinar árido, próximo a la costa o zonas bajas del lomo, donde son frecuentes especies acompañantes como Euphorbia balsamifera Aiton y Euphorbia aphylla Brouss. ex Willd (12 parcelas); 2) el sabinar típico, entre 150 y 470 msnm donde predominan Brachypodium arbuscula Gay ex Knoche y Globularia salicina Lam. hasta alcanzar los primeros elementos del bosque de laurisilva seca (14 parcelas); y 3) sabinar con pino carrasco (Pinus halepensis Mill.) entre 200 y 400 msnm, especie introducida entre las décadas de 1960 y 1970 del siglo XX (12 parcelas).
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En estas parcelas se contabilizaron los individuos de sabina en superficies que van desde 10 ×10 m a 30 × 30 m, en función de la accesibilidad, la altura máxima y homogeneidad de la vegetación, y se extrapolaron posteriormente a número de individuos por hectárea. Para conocer la estructura poblacional, cada sabina se clasificó según su altura como: plántula (hasta 0,5 m), arbustiva (entre 0,51 y 2 m) o arbórea
(más de 2 m). De los individuos arbustivos y arbóreos se midieron, además, el diámetro del tronco y de la copa, y se anotó si presentaban ramas taladas para hacer una estimación del impacto del aprovechamiento maderero. En cada parcela se estimó la proporción de especies endémicas (canarias y macaronésicas), nativas y exóticas existentes, inventariando superficies de 10 x 10 m. Se estudió el efecto concreto de dos especies exóticas: el pino carrasco y del conejo europeo (Oryctolagus cuniculus Linnaeus, 1758), considerado invasor en Canarias (Arechavaleta et al. 2010). En este último caso, se cuantificó su presencia a través del conteo de letrinas en 9 transectos (3 en cada tipo de sabinar) de 200 m, ubicados en zonas próximas a las parcelas de estudio, y se evaluó el consumo de arcéstidas contando el número de semillas de sabina presentes cada 10 excrementos en 10 letrinas aleatorias en cada tipo de sabinar. Se realizaron comparaciones entre los tipos de sabinar (tests U de Mann-Whitney aplicando si procedía la corrección de Bonferroni) y se estimaron posibles correlaciones entre las variables estudiadas y la estructura poblacional (correlaciones de Spearman).
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La estructura poblacional del sabinar del Lomo de La Culata tras más de 60 años de progresivo abandono agrícola muestra un patrón similar para las tres clases de altura diferenciadas. Del total de 414 sabinas contabilizadas y medidas, un 28,9% correspondía a plántulas, un 40,8 % eran arbustivas y un 30,2% eran arbóreas (Fig. 3). El mayor número de individuos por hectárea se localizó en el sabinar típico con 514, frente a los 381 y 444 del sabinar árido y con pino carrasco, respectivamente. La mayor proporción de plántulas se encuentra, sin embargo, en estos dos últimos (141 y 164 individuos/ha), mientras los individuos arbustivos y arbóreos predominan en las parcelas de sabinar típico (253 y 202 ind./ha, Tabla 1), indicando que estas últimas podrían ser más maduras y estar más próximas a alcanzar su capacidad de carga (Otto et al., 2006). Pese a que el número de plántulas e individuos arbustivos aseguran la estabilidad e incluso expansión de este sabinar, la tasa de regeneración es inferior en comparación con
otras áreas estudiadas en Canarias (Otto et al., 2006; Salvà-Catarineu & Romo-Díez, 2008), lo cual podría estar relacionado con la presencia de herbívoros, y la intensidad de las talas del pasado. Algunos de esos impactos aún son claramente visibles en los individuos arbustivos y arbóreos medidos en campo, dado que al menos 59 sabinas (14,2%) contaban con una o más ramas taladas. Estas ramas taladas eran más frecuentes en el sabinar típico (25,4% de los individuos presentaban ramas taladas), frente al 16,8% y 3,6% del sabinar árido y con pino carrasco, posiblemente por ser zonas más accesibles. Sin embargo, las diferencias sólo resultaron significativas con respecto al sabinar con pino carrasco (p < 0.01). Pese a coincidir el mayor número de ramas taladas con el menor número de plántulas en el sabinar típico, no se observó una relación directa entre ambas variables. Por su parte, la práctica ausencia de sabinas senescentes o con signos de envejecimiento en el área de estudio podría indicar que los aprovechamientos del pasado no han permitido a muchos individuos alcanzar esa fase (Salvà-Catarineu & Romo-Díez, 2008).
En general, el número de sabinas se incrementa con la altitud y, además, los individuos arbóreos (> 2m) fueron más frecuentes cuanto mayor era la distancia a la línea de costa (valores R2 de correlaciones de Spearman de 0,403 y 0,399 respectivamente, p < 0,05). Este resultado se ve también reflejado en las medidas alométricas tomadas (Tabla 1), donde se observa que los ratios altura/diámetro del tronco y altura/diámetro medio de copa son significativamente más bajos en el sabinar árido (p < 0,001), lo que implica un mayor “achaparramiento” de los individuos en esas áreas.
Por su parte, las plántulas mostraron preferencia por áreas dominadas por sabinas arbustivas y con escaso porcentaje de roca (R2 = 0.399 y -0.496 respectivamente; p < 0.05). Estudios previos ya han señalado el efecto de protección que generan sobre las plántulas otros individuos arbóreos o arbustivos de la misma especie, así como la relativa dificultad de la sabina para germinar sobre suelos rocosos (Otto et al., 2010). La orientación norte o noreste ha sido también sugerida como un factor que favorece la regeneración de la especie al proporcionar unas condiciones localmente más húmedas (Fig. 2d). En nuestros datos no se observó esa relación de forma directa, posiblemente porque las parcelas con pino carrasco podrían estar enmascarando ese efecto. De hecho, al excluir dichas parcelas del análisis estadístico sí se observan diferencias significativas (p < 0,01), en cuanto a la densidad de individuos entre laderas con diferente orientación pasando de una media de 506 ind./ha en aquellas laderas con orientación favorable (entre N-NW y NE), a 358 ind./ha en el resto.
La dinámica del sabinar tras las intervenciones humanas se vuelve especialmente compleja cuando además entran en consideración las especies exóticas, como el pino carrasco (nativo del Mediterráneo), aún no considerado invasor por la legislación canaria pese a su expansión en áreas potenciales de sabinar (Bello-Rodríguez et al., 2020). En el Lomo de la Culata, se observa que el número de plántulas no decrece significativamente en las áreas ocupadas por pino carrasco, pero los individuos arbustivos y arbóreos que han crecido bajo esta especie presentan una fisonomía diferente. Además, las sabinas muestran unos valores mucho más modestos en el diámetro de sus troncos y sus copas a pesar de su altura (Tabla 1), lo que se traduce en ejemplares de aspecto más
Figura 3. Porcentaje de individuos de Juniperus canariensis según su altura y tipo de sabinar en las parcelas estudiadas.
débil y en ratios altura/diámetro del tronco significativamente más altos (p < 0,001), posiblemente por competencia.
1,5 m). Sin embargo, no es extraño encontrar ramoneo de plántulas, escarbaderos o excrementos de conejo en las inmediaciones de las sabinas a lo largo de toda el área de estudio. En dichos excrementos se observa un notable consumo de arcéstidas, significativamente mayor (p < 0,01) en el sabinar árido donde la frecuencia media de aparición de semillas por cada
10 excrementos fue de 3,3 frente al
0,4 y 0,1 del sabinar típico y con pino carrasco, quizá por la mayor proximidad de las ramas al suelo en el sabinar más cercano a la costa. Se sabe que el conejo es capaz de dañar las semillas de especies de Juniperus (Rumeu et al., 2011) pudiendo reducir notablemente su tasa de viabilidad. Este aspecto, junto al efecto del ganado asilvestrado, han de ser estudiados en mayor profundidad.
La presencia del pino carrasco también influye en la composición florística del sabinar, con reducciones significativas (p < 0.01) en los porcentajes de especies endémicas acompañantes, pasando de 29,5% y 32,1% en el sabinar árido y el típico, respectivamente, a 8,4% en áreas de pino carrasco (66,5%, 73,7% y 32%, respectivamente, si añadimos la sabina). Algo similar sucede con las especies nativas, que bajan desde un 20% y un 16% en los sabinares árido y típico, hasta un 1,5% en el sabinar con pino carrasco (p < 0.001).
En general, no se ha encontrado una relación directa entre la abundancia de letrinas del conejo europeo y el estado de la población de J. canariensis estudiada, siendo las zonas de sabinar árido y las de pino carrasco donde eran más frecuentes (12 y 22 letrinas como media en transectos de 200 m, respectivamente, frente a 8 en el sabinar típico), y donde ocupaban mayor diámetro (2,3 y 2,5 m de media frente a
El cese cada vez más prolongado de actividades antrópicas como las talas y el pastoreo han resultado en una estructura poblacional equilibrada del sabinar estudiado. La orientación norte y la altitud parecen favorecer su regeneración, mientras que la presencia de especies exóticas produce, en general, efectos negativos sobre su composición florística. Nuestros resultados apuntan que, para una restauración exitosa, es imprescindible erradicar especies con carácter invasor como el pino carrasco, así como realizar vallados de exclusión de herbívoros introducidos para tener una mayor aproximación a la composición florística potencial.
A Julio Leal, Ángel B. Fernández y Raquel Hernández por su colaboración en el trabajo de campo.
Tipo de individuos de J. canariensis | Tipo de sabinar | Número de individuos / ha | Altura (m) | Diámetro del tronco* (cm) | Diámetro de copa (m) | Ratio Altura / Diámetro del tronco | Ratio Altura / Diámetro de copa |
Plántulas | Árido | 141 | - | - | - | - | - |
Típico | 59 | - | - | - | - | - | |
Con pino carrasco | 164 | - | - | - | - | - | |
Arbustivos | Árido | 144 | 0,71 | 10,58 | 1,85 | 0,15 | 0,83 |
Típico | 253 | 1,02 | 7,30 | 1,40 | 0,20 | 1,02 | |
Con pino carrasco | 162 | 0,67 | 5,46 | 0,83 | 0,55 | 1,68 | |
Arbóreos | Árido | 96 | 2,81 | 24,62 | 4,61 | 0,13 | 0,63 |
Típico | 202 | 3,19 | 21,25 | 3,77 | 0,21 | 0,95 | |
Con pino carrasco | 118 | 2,68 | 13,56 | 2,80 | 0,25 | 1,14 |
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Tabla 1. Valores alométricos medios de los individuos de Juniperus canariensis estudiados. *El diámetro del tronco fue medido en la base debido a la elevada ramificación.
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VÍCTOR BELLO-RODRÍGUEZ, JONAY CUBAS, MARCELINO J. DEL ARCO Y JUANA Mª GONZÁLEZ-MANCEBO
Departamento de Botánica, Ecología y Fisiología Vegetal, Universidad de La Laguna. Avda. Francisco Sánchez s/n, 38206 La Laguna, S.C. de Tenerife, España. Grupo de investigación Plant Conservation and Biogeography.
Ciencia ciudadana
Liquencity: Busca líquenes urbanitas
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Figura 1. Las 9 especies de líquenes indicadoras de la ciudad de Madrid, ordenadas por filas según su tolerancia a la contaminación. La primera fila consta de las tres especies más tolerantes, la segunda de las especies con tolerancia intermedia y la última las tres especies más sensibles a la contaminación. A) Candelaria pacifica. B) Phaeophyscia orbi- cularis. C) Xanthoria parietina. D) Parmelina tiliacea. E) Physcia sp. F) Physconia grisea. G) Evernia prunastri. H) Flavoparmelia soredians. I) Melanelixia glabra
Los líquenes son asociaciones simbióticas formadas por la
& Hawksworth, 2007). Desde un punto de vista evoluti- vo, la liquenización ha ocurrido en numerosas ocasiones de manera independiente en distintos linajes de hon- gos en las clases Ascomycota y Basidiomycota (Lücking et al., 2017). Las cerca de 20.000 especies conocidas (Lücking et al. 2017) ocupan alrededor del 8% de la su- perficie terrestre y las podemos encontrar en todos los ecosistemas terrestres, desde las selvas tropicales hasta zonas polares, y desde las costas hasta las altas monta- ñas (Honegger & Nash, 2008).
Los líquenes son muy sensibles a los cambios en las condiciones ambientales y, en concreto, a la contamina- ción atmosférica debido a que son organismos poiqui- lohidros, es decir, no presentan mecanismos activos de control de la entrada de agua o gases en el talo (Asta et al., 2002). Sin embargo, no todas las especies son igual de sensibles a los distintos contaminantes, lo que les convierte en unos perfectos bioindicadores y durante décadas su abundancia y diversidad han sido utilizadas por investigadores de todo el mundo para monitorizar los niveles de polución atmosférica y efectos de otras perturbaciones antrópicas (Matos et al., 2017).
unión entre un hongo, llamado micobionte y, al menos, un alga y/o una cianobacteria, denominados fotobionte (Grube
Se ha demostrado que una menor diversidad de líquenes epífitos está directamente relacionada con una peor calidad