Impacto del abandono del pastoreo y el abonado

MÁSTER DE AGROBIOLOGÍA AMBIENTAL
2012-2013
ESTUDIO DEL IMPACTO DEL ABANDONO Y
EL ABONADO FOSFÓRICO SOBRE EL HÁBITAT
DE INTERÉS COMUNITARIO 6230* EN EL
PARQUE NATURAL DE GORBEIA (BIZKAIA)
AUTOR: Iban Estefanía Miranda
DIRECTOR: Isabel Albizu Beitia, Sorkunde Mendarte Azkue
CENTRO: Neiker-Tecnalia
IDIOMA: Castellano
PALABRAS CLAVES: Diversidad, exclusión, Nardus stricta,
Red Natura 2000, suelo, flora
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Estudio del impacto del abandono y el abonado fosfórico sobre el hábitat de interés comunitario 6230* en el Parque Natural de Gorbeia
(Bizkaia)
ÍNDICE
ÍNDICE............................................................................................................................................ 2
ÍNDICE DE TABLAS ......................................................................................................................... 3
ÍNDICE DE FIGURAS ....................................................................................................................... 3
RESUMEN ...................................................................................................................................... 5
1.
INTRODUCCIÓN ..................................................................................................................... 7
2.
MATERIAL Y MÉTODOS ....................................................................................................... 11
3.
2.1.
ÁREA DE ESTUDIO ....................................................................................................... 11
2.2.
DISEÑO DEL MUESTREO .............................................................................................. 14
2.3.
METODOLOGÍA: SUELO Y VEGETACIÓN ...................................................................... 16
RESULTADOS Y DISCUSIÓN.................................................................................................. 20
3.1.
CARACTERIZACIÓN EDÁFICA ....................................................................................... 20
3.2.
ESTRUCTURA DE LAS COMUNIDADES VEGETALES ...................................................... 22
Cobertura vegetal................................................................................................................ 22
Riqueza observada y riqueza estimada ............................................................................... 26
Índice de diversidad de Shannon ......................................................................................... 30
3.3.
ANÁLISIS GLOBAL SUELO-FLORA ................................................................................. 31
4.
CONCLUSIONES ................................................................................................................... 36
5.
BIBLIOGRAFÍA ...................................................................................................................... 37
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ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 1. Listado de las parcelas del ensayo: código de muestreo y tratamiento, código parcela
SIGPAC y coordenadas UTM. ...................................................................................................... 16
Tabla 2. Análisis de varianza de los parámetros físico-químicos del suelo con respecto al
tratamiento y año en la zona de pastoreo de Oderiaga en los años 2012 y 2013...................... 20
Tabla 3.Valores medios ( ) y error estándar (±EE) de los parámetros físico-químicos de suelo
según el tratamiento aplicado durante los años 2012 y 2013 en la zona de pastoreo de
Oderiaga. ..................................................................................................................................... 21
Tabla 4. Valor medio de cobertura ( ) y error estándar (±EE) de las especies presentes según el
tratamiento en la zona de pastoreo de Oderiaga los años 2012 y 2013. ................................... 22
Tabla 5. Análisis de varianza de la cobertura de Nardus stricta con respecto al tratamiento y
año en la zona de pastoreo de Oderiaga en los años 2012 y 2013. ............................................ 24
Tabla 6. Valores medios y error estándar para las riquezas observadas, estimadas e índice de
diversidad de Shannon para los diferentes tratamientos en los años 2012 y 2013 para la zona
de pastoreo de Oderiaga............................................................................................................. 30
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1. Área de estudio. a) Ubicación general del área de pastoreo de Oderiaga (municipio de
Orozko) en el contexto de los Lugares de Interés Comunitario de la CAPV y Gorbeia. b)
Ubicación de los puntos de muestreo en el hábitat 6230* de la zona de pastoreo de Oderiaga.
..................................................................................................................................................... 12
Figura 2. Nardus stricta ............................................................................................................... 14
Figura 3. Muestreador de suelo (0-10 cm) .................................................................................. 17
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Figura 4. Cuadrado de 0,5 X 0,5 m para inventario florístico...................................................... 17
Figura 5. Cobertura media ( ) +EE de la especie Nardus stricta con respecto a los tratamientos
en la zona de pastoreo Oderiaga los años 2012 y 2103. NOTA: Control = Testigo. .................... 25
Figura 6. Valores de riqueza observada y riqueza estimada 2012 en la zona de pastoreo de
Oderiaga. Intervalo de confianza de ±95% (1,96 X error estándar). ........................................... 27
Figura 7.Valores de riqueza observada y riqueza estimada en el año 2013 en la zona de
pastoreo de Oderiaga. Intervalo de confianza de ±95% (1,96 X error estándar). ...................... 27
Figura 8.Valores de riqueza observada y estimada para los tratamientos en los años 2012 y
2013 en la zona de pastoreo de Oderiaga con un esfuerzo de muestreo de 20 lanzamientos.
Intervalo de confianza de ±95% (1,96 X error estándar).. .......................................................... 28
Figura 9. Índice de diversidad de Shannon 2012 (H'12) y 2013 (H'13). Intervalo de confianza de
95% (1.96 X error estándar) ........................................................................................................ 30
Figura 10.Diagrama de ordenación (triplot) de las 24 parcelas, de los 6 parámetros edáficos y
las 35 especies, en el plano definido por los dos ejes del RDA, representando los años. Año
2012 en rojo y 2013 en azul ........................................................................................................ 33
Figura 11.Diagrama de ordenación (triplot) de las 24 parcelas, de los 6 parámetros edáficos y
las 35 especies, en el plano definido por los dos ejes del RDA, representando los tratamientos.
El tratamiento de Abonado está representado por el polígono verde, el Testigo por el rojo y la
Exclusión por el azul. ................................................................................................................... 35
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RESUMEN
En el Parque Natural de Gorbeia (LIC ES2110009) el uso pascícola ocupa el 23% de la superficie
(incluye también matorrales y helechales) de los que un 14% pertenecen a hábitats pascícolas
de montaña y entre ellos destaca el hábitat de interés comunitario 6230*: Formaciones
herbosas con Nardos (Directiva Hábitats 43/92/CEE). Aunque la extensión ocupada por este
tipo de hábitat 6230* no llega al 5% del Parque Natural, su valor ecológico, su relevancia
paisajística al ocupar las cumbres, y valor socioeconómico como base territorial de las
explotaciones ganaderas, le confieren un protagonismo en los planes de conservación y de
gestión ganadera.
La conservación de este hábitat pasa por la protección de la superficie que ocupan además de
la conservación de la estructura de las comunidades herbáceas, de manera que mantenga la
riqueza de especies, la diversidad y la presencia de las especies prioritarias como Nardus
stricta como garantía del buen funcionamiento del agroecosistema pastoral. El presente
trabajo se centra en el hábitat 6230* subtipo a, praderas montanas finas, el más extendido por
los rasos pastoreados desde antiguo en muchas de las sierras de la CAPV, analizando dos de las
principales amenazas a la que se encuentra expuesto: el abandono del pastoreo y el abonado
fosfórico.
El pastoreo es una actividad ancestral indispensable en el mantenimiento del hábitat 6230*
subtipo a. El abandono de la actividad agroganadera supone un grave problema tanto en lo
referido a sostenibilidad y biodiversidad del agroecosistema como a nivel socioeconómico.
Para determinar el alcance de esta amenaza y poder sacar conclusiones sobre su impacto, se
han realizado exclusiones de 10 x 10m en la zona de estudio.
Por otro lado, la acidez de los suelos de los pastos montanos limita la disponibilidad de P para
las plantas convirtiéndolo en un factor limitante para el normal desarrollo de los mismos. El
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abonado fosfórico ha sido una práctica habitual dentro del PN Gorbeia recientemente
prohibida por la Diputación Foral de Bizkaia (DFB), lo que ha suscitado una gran controversia
dentro del sector ganadero. La presencia de la especie Nardus stricta, prioritaria en el hábitat
6230*, hace que esté prohibido realizar cualquier actuación que modifique las condiciones
edáficas que pueda afectar al normal desarrollo de esta especie. Para el estudio del impacto
fósforo sobre esta especie prioritaria se han fertilizado 20 ha con 192 kg/ha de abono
ecológico.
Para la evaluación del impacto en ambos tratamientos, Abandono (Exclusión) y Abonado, se ha
llevado a cabo una caracterización florística y edáfica en los años 2012 y 2013. Los resultados
obtenidos se han analizado estadísticamente comparando los resultados con parcelas testigo
donde el ganado pasta libremente. El índice de diversidad de Shannon, aunque no
significativamente, pone de manifiesto en los dos tratamientos una disminución de la
diversidad en comparación con el testigo entre los años 2012 y 2013. Además, la ausencia de
pastoreo ha mostrado tener una influencia negativa mayor sobre la especie prioritaria Nardus
stricta que la fertilización fosfórica.
Por último, destacar como el análisis de redundancia (RDA), que correlaciona los datos
obtenidos de suelo y vegetación, revela la gran importancia del pH en la estructura de las
comunidades vegetales explicando la distribución de las especies del pasto en mayor
proporción que cualquier otro parámetro físico-químico analizado. De manera que durante el
periodo de estudio (2 años) la heterogeneidad de la estructura de las comunidades vegetales
se ha explicado mejor por variables no relacionadas con los tratamientos.
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1. INTRODUCCIÓN
La actividad ganadera ha tenido una amplia significación espacial y económica en la
Comunidad Autónoma del País Vasco (CAPV). Los modos de vida ligados al pastoreo se
encuentran fuertemente arraigados y han desempeñado un importante papel en la ordenación
administrativa de las tierras (Urzainqui, 1985). La práctica de la transtermitancia para el
aprovechamiento de los pastos de montaña ha sido una práctica habitual en el territorio
confiriéndole a éstos un gran valor ganadero ya que proporcionan alimento para el ganado a
bajo coste. El margen conseguido en los gastos de alimentación es determinante para que una
explotación ganadera sea rentable y por lo tanto, se pueda mantener como tal. El hecho de
conseguir explotaciones agroganaderas viables además de beneficiar a título personal a los
propietarios de dichas explotaciones, también genera un beneficio social, asentando una
población rural mantenedora del agroecosistema pastoral (Albizu, et al., 2002).
En la actualidad, la percepción por parte de la sociedad de este tipo de agroecosistema ha
sufrido una gran transformación. Los pastos, además de su productividad, intervienen en el
ciclo del agua, en la fijación de carbono o en el control de la erosión, pero también juegan un
papel importante en proveer a la sociedad de diversos bienes y servicios ligados a su gran valor
paisajístico y cultural, como pueden ser, entre otros, el turismo o el ocio (Minns et al., 2001;
Grice y Hodgkinson, 2002). Por lo tanto, los agroecosistemas pastorales son áreas con un alto
valor socioeconómico tanto a escala local como global.
En la CAPV, los hábitats que conforman los paisajes de los pastos de montaña con una mayor
representación territorial, presentan una dependencia alta del manejo al que se ven sometidos
para el aprovechamiento de sus recursos: pastoreo, desbroces, abonados, etc. (Etxeberria
Gurrutxaga et al., 2012). En este grupo de hábitats se encuentra el hábitat 6230* (Formaciones
herbosas con Nardus, con numerosas especies, sobre sustratos silíceos de zonas montañosas
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(y de zonas submontañosas de Europa continental)), catalogado según la Directiva 92/43/CEE
del Consejo de las Comunidades Europeas, de 21 de mayo de 1992, como un tipo de hábitat
prioritario (*): “tipos de hábitats naturales amenazados de desaparición presentes en el
territorio contemplado en el artículo 2 cuya conservación supone una especial responsabilidad
para la Comunidad habida cuenta de la importancia de la proporción de su área de distribución
natural incluida en el territorio contemplado en el artículo 2” (Oficina de Publicaciones Oficiales
de las Comunidades Europeas CONSLEG, 1992).
En la actualidad, este hábitat de interés comunitario (Red Natura 2000) presenta un estado de
conservación, en general, bueno, al distribuirse en la práctica totalidad de las cumbres
montañosas de la geografía vasca, pero presentan distintas amenazas en relación a su gestión
tanto en el sentido de abandono de su uso como en la no correcta gestión de dicho uso
mediante la realización de prácticas agrarias no adecuadas (fertilización, desbroces, aplicación
de herbicidas, etc.) (Rigueiro et al., 2009).
En lo que respecta al abandono, el futuro de la ganadería extensiva y la cultura pastoril es
incierto ya que en la actualidad existe una parálisis de las inversiones y del relevo generacional
provocando un abandono acelerado de esta práctica. Las condiciones de trabajo, el
desprestigio social del sector y la falta de rentabilidad económica hace que los jóvenes, en
general, se sientan poco atraídos para continuar la explotación familiar (Fillat et al., 2008).
Durante la segunda mitad del siglo XX, el descenso poblacional de las áreas montañosas ha
supuesto una disminución en la cabaña ganadera (MacDonald et al., 2000) que han provocado
importantes cambios en los usos del suelo (Lasanta-Martínez et al., 2005). Este hecho podría
suponer un grave problema para los pastos seminaturales (hábitat 6230*), cuya conservación
está vinculada al mantenimiento del pastoreo y de manera más precisa, al grado y modo en el
que el pastoreo tiene lugar (Aldezabal et al., 2002). Hay que tener en cuenta que los pastos de
montaña están sometidos de manera natural a una larga historia evolutiva de pastoreo con
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herbívoros silvestres o a una larga historia de pastoreo por sociedades ganaderas bien
adaptadas (Milchunas et al., 1988). La ausencia de pastoreo puede dar lugar a una sucesión
secundaria, una invasión por hierbas altas, arbustos y árboles (Galvánek & Janák, 2008). El
informe técnico 2008 14/24 de la Comisión Europea sobre este hábitat, Management of
Natura 2000 habitats: *Species-rich Nardus grasslands 6230*, recomienda el pastoreo como
una de las principales acciones para la gestión de este hábitat.
Por otro lado, dentro de las prácticas agrarias no adecuadas, en lo que a la fertilización
concierne, en la última década la Unión Europea ha puesto en marcha diferentes directivas
que aconsejan una utilización muy cuidadosa y equilibrada de los fertilizantes minerales que
puedan afectar de forma grave e irreversible a la diversidad biológica y equilibrio de las
especies vegetales (Rodríguez et al., 2001).
En el marco territorial del PN de Gorbeia, donde se desarrolla el presente trabajo, el abonado
fosfórico de los pastos de montaña ha sido una práctica habitual entre los ganaderos para
elevar el contenido de este nutriente tan limitante, esencial para el establecimiento y
mantenimiento de pastos en terrenos previamente ocupados por matorral (Mombiela y
Mosquera, 1986). La acidez de los suelos de los pastos montanos limita la disponibilidad de P
para las plantas convirtiéndolo en un factor limitante para el normal desarrollo de los mismos.
La presencia de la especie Nardus stricta, prioritaria en el hábitat 6230*, hace que cualquier
actuación que modifique las condiciones edáficas en las que se desarrolla esta especie esté
prohibida (Rigueiro et al., 2009). La prohibición de la práctica del abonado fosfórico ha
suscitado una gran controversia entre los ganaderos ya que la consideran indispensable para la
correcta alimentación del ganado.
El objetivo de este estudio es evaluar el impacto que el abandono del pastoreo y el abonado
fosfórico pueden tener a nivel de la comunidad vegetal y suelo en el hábitat 6230* subtipo a,
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así como aportar una base científica sobre la que formar decisiones en la gestión de estos
hábitats herbáceos hacia la sostenibilidad medioambiental y socioeconómica.
Este trabajo está incluido dentro del proyecto SOILMONTANA: Tarjetas de Salud de
Agroecosistemas: conservación de la biodiversidad edáfica y vegetal en áreas pascícolas
montanas y de fondo de valle, que se realiza en el PN de Gorbeia y su entorno (Orozko y
Zeanuri, Bizkaia). En dicho proyecto participa Neiker-Tecnalia, como responsable, y colaboran
la Asociación de ganaderos de Orozko y Zeanuri, Coop. Lorra, Diputación Foral de Bizkaia y
Gobierno Vasco, con financiación de la Unión Europea (Programa LIFE+; proyecto
LIFE10NAT/ES/57 y tiene una duración de tres años y cuatro meses (01/09/2011-31/12/2014)).
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2. MATERIAL Y MÉTODOS
2.1.ÁREA DE ESTUDIO
El PN de Gorbeia (20016 ha), donde se lleva a cabo el estudio, es el más extenso de la CAPV. Se
encuentra dentro de la Red de Espacios Naturales Protegidos del País Vasco (ENPs) y es Lugar
de Interés Comunitario (LIC ES2110009). Dicho parque está situado formando parte de dos
territorios históricos: Álava (12343 ha) y Bizkaia (7673 ha). El presente estudio se centra en la
parte vizcaína, en el municipio de Orozko y, más concretamente, en la zona de pastoreo de
Oderiaga (Figura 1a).
En la distribución de los usos del suelo en el PN de Gorbeia destacan el uso forestal (72%) y el
uso pascícola (23% incluye matorrales y helechales) de los que un 14% pertenecen a hábitats
pascícolas de montaña (Neiker-Tecnalia, 2010a), y entre ellos destaca el hábitat de interés
comunitario 6230*: Formaciones herbosas con Nardus. Aunque la extensión ocupada por este
tipo de hábitat 6230* no llega al 5% del Parque Natural (Superficie: 869,29 ha (4,3% del total
del LIC)), su aspecto y situación le confieren una gran relevancia paisajística, constituyendo una
parte fundamental del paisaje de Gorbeia, al ocupar las cumbres y lugares más visibles
(Departamento de Agricultura y Pesca del Gobierno Vasco, 1998).
En la vertiente vizcaína, estos pastos de montaña son, la gran mayoría, de propiedad pública
(la superficie de Monte de Utilidad Pública (MUP) dentro del PN de Gorbeia –Bizkaia- es de
3950 ha en lo que respecta a hábitats de aptitud pascícola) y su gestión está dirigida desde la
administración (Diputación Foral de Bizkaia (DFB)) y ejecutada a través de las asociaciones de
ganaderos de cada municipio. Además de un gran valor ecológico y paisajístico, las áreas
pascícolas montanas forman parte de la base territorial de las principales explotaciones
ganaderas de la zona, confiriéndole una gran importancia económica (Neiker-Tecnalia, 2010a).
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a)
Orozko
Límites municipales de la CAPV
LIC Gorbeia (ES2110009)
Lugares de Interés Comunitario
Zona de Pastoreo Oderiaga
b)
Exclusión
Testigo
Abonado
Abonado
Figura 1. Área de estudio. a) Ubicación general del área de pastoreo de Oderiaga (municipio de Orozko) en el
contexto de los Lugares de Interés Comunitario de la CAPV y Gorbeia. b) Ubicación de los puntos de muestreo en
el hábitat 6230* de la zona de pastoreo de Oderiaga.
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La zona de pastoreo de Oderiaga (rango de altitud 600-1200 msnm) presenta una superficie de
1554,52 ha, de las cuales 153,53 ha son pastos de montaña (MUP: 150,66 ha / Privado: 2,87
ha). Gran parte de estos pastos (146,58 ha) corresponden al hábitat 6230*, asentado sobre
material silíceo y con orientación sur predominantemente (Neiker-Tecnalia, 2011). Es la zona
de pastoreo más importante en cuanto a la carga ganadera que soporta (24,51% del total del
PN de Gorbeia en su vertiente vizcaína), siendo también la de mayor extensión. En la zona de
Oderiaga, concretamente, el ganado mayor, especialmente vacuno, domina frente al menor
(relación ganado mayor/ganado menor 78/22, para el año 2010) (Neiker-Tecnalia, 2011).
Dentro de los tres subtipos de hábitats 6230* (a, b y c) se trabaja exclusivamente con el
subtipo “a” (correspondencia Eunis: E1.72): praderas montanas finas (Rigueiro et al., 2009). El
hábitat 6230* subtipo “a” se caracteriza por formar alfombras de finas hierbas que se
mantienen verdes y frescas hasta el final del verano, donde predominan ciertas gramíneas
cespitosas (ej: género Agrostis) adaptadas a dar renuevos tras ser comidas por el ganado y a
resistir sin romperse el continuo pisoteo. Por lo general, son plantas de buena calidad y valor
pascícola (Neiker-Tecnalia, 2010a)
En el hábitat 6230*destaca la especie Nardus stricta (cervuno) (Figura 2) que se desarrolla en
su mayor parte en áreas de montaña sobre suelos ácidos profundos, que permanecen
húmedos durante todo el año (raramente encharcados) en áreas con mayor o menor grado de
innivación. Es una especie perteneciente a la familia Gramineae, único miembro del género
Nardus, que forma comunidades quionófilas y edafohigrófilas que, en posiciones altimontanas,
pueden establecerse como etapas de sustitución de pinares, abetales, robledales albares,
abedulares o hayedos, adquiriendo, por tanto, un carácter serial (Rigueiro et al., 2009). El valor
pascícola de esta especie es bajo debido a la escasa palatabilidad del cervuno (hojas rígidas
con altos porcentajes en fibra, ligeramente punzantes, ricas en sílice, etc.), lo normal es que,
en las condiciones habituales de pastoreo extensivo, sólo se consuma una parte del pasto
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ofertado. En general, son poco apetecibles para el ganado, sobre todo para el ovino que ejerce
una herbivoría de carácter más selectivo.
Figura 2. Nardus stricta
2.2.DISEÑO DEL MUESTREO
En el contexto del proyecto SOILMONTANA las acciones de conservación a evaluar (Exclusión y
Abonado) se realizaron al inicio de la primavera del 2012, antes de la subida de la gran parte
del ganado a los pastos. Los tratamientos han consistido en:
 Abonado mineral (fosfórico)
El abonado fosfórico ha sido, hasta hace poco tiempo, una práctica agraria habitual en la zona,
pero debido a su impacto negativo sobre la especie Nardus stricta ha sido prohibida por la
Diputación Foral de Bizkaia (DFB).
El abono fosfórico, con certificación ecológica, utilizado ha sido FERTIGAFSA TDVIDA TD 1-32,
en una cantidad de 192 kg/ha. Se ha aplicado en 20 ha, aunque el presente estudio se centrará
en una única hectárea buscando la máxima homogeneidad de las parcelas. Se monitorizó 4
subzonas dentro del abonado fosfórico (Figura 1b).
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 Cierre y no pastoreo (Exclusión)
Respecto a esta segunda acción, se pretende demostrar las consecuencias que conlleva el
abandono de estos pastos. Al tratarse de un área que por tradición ha tenido una gran
actividad pastoril, el abandono de esta práctica puede resultar una amenaza para el hábitat ya
que este hecho facilitaría la expansión de especies arbustivas produciendo una pérdida de
biodiversidad y de calidad nutritiva en el pasto.
Se realizan 4 exclusiones de 10X10 m en el área de estudio de Oderiaga correspondiente al
hábitat 6230*a. Las exclusiones son zonas valladas donde se impide la entrada de grandes
herbívoros y así poder observar la evolución temporal de los pastos para el estudio de la
dinámica de la vegetación.
 Testigo o control
En la misma zona, en proximidad con los otros tratamientos de manera que se monitorizan
zonas ecológicamente similares, se procede a muestrear el suelo y la flora como nivel de
referencia del posible impacto de los diferentes tratamientos. Se monitorizan 4 subzonas.
Cada una de las parcelas del estudio (4 parcelas de muestreo/tratamiento; 3 tipos de
tratamiento: Abonado (P), Testigo (T) y Exclusión (E); total 12 parcelas), se referencian según
código SIGPAC. Se registran las coordenadas UTM (X, Y) para facilitar su localización en los
sucesivos años de muestreo (Tabla 1).
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Tabla 1. Listado de las parcelas del ensayo: código de muestreo y tratamiento, código parcela SIGPAC
y coordenadas UTM.
CÓDIGO
TRATAMIENTO
SIGPAC
X
Y
HAP1
Abonado
48:75:0:0:24:1:32
511475
4766900
HAP2
Abonado
48:75:0:0:24:1:32
511523
4766891
HAP3
Abonado
48:75:0:0:24:1:32
511495
4766909
HAP4
Abonado
48:75:0:0:24:1:32
511544
4766875
HAT1
Testigo
48:75:0:0:24:1:32
511426
4768064
HAT2
Testigo
48:75:0:0:24:1:32
510909
4766822
HAT3
Testigo
48:75:0:0:24:1:32
511440
4766933
HAT4
Testigo
48:75:0:0:24:1:32
511585
4766931
HAE1
Exclusión
48:75:0:0:24:1:32
511426
4768058
HAE2
Exclusión
48:75:0:0:24:1:32
510893
4766822
HAE3
Exclusión
48:75:0:0:24:1:50
511421
4766920
HAE4
Exclusión
48:75:0:0:35:32:14
511579
4766921
En cada una de las parcelas integrantes del ensayo, se procede al muestreo del suelo y flora.
Durante el año 2012 se realizó el primer control y el presente trabajo encaja dentro del
segundo control de los trabajos de campo, año 2013, aunque se realiza un tratamiento
estadístico de los datos de ambos años.
2.3.METODOLOGÍA: SUELO Y VEGETACIÓN
Se extraen muestras de suelos en cada una de las parcelas anteriormente definidas. Las
muestras de suelo se toman a una profundidad de 0-10 cm (Figura 3) en número de 4 muestras
compuestas por tratamiento y año. En total 24 muestras de suelo para los tres tratamientos,
12 muestras para cada año. La muestra compuesta de suelo se homogeniza y se llevan a
analizar al Laboratorio de Medioambiente de Neiker. Las variables edáficas que se analizan
son: pH, MO (materia orgánica, %), N total (nitrógeno total, %), P (fósforo, mg kg-1), K (potasio,
mg kg-1) y Al (aluminio, cmol (+) kg-1).
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Figura 3. Muestreador de suelo (0-10 cm)
El momento de la recogida de muestras de suelo coincide con los inventarios florísticos, los
meses de junio y julio de cada año. La sincronización de los muestreos permitirá relacionar los
posibles cambios de la estructura de la vegetación con el suelo.
En la determinación de la composición botánica de los pastos se utiliza un cuadrado de
dimensiones 0,5 x 0,5 m (Figura 4) lanzado al azar (Willems & Nieuwstadt, 1996; Janssens et
al., 1998).
Figura 4. Cuadrado de 0,5 X 0,5 m para inventario florístico.
En cada uno de los lanzamientos, dentro de la superficie que comprende el cuadrado, se
anotan las especies presentes y su abundancia, que se estima como grado de cobertura visual,
según la escala de 0 a 100% sobre el suelo cubierto como medida de la proyección
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perpendicular de sus partes aéreas hacia el suelo; al mismo tiempo se anota la cobertura de
suelo desnudo (Albizu, 2003). Las especies que no pudieron identificarse en campo se
recogieron y fueron identificadas con las claves disponibles.
El año 2012 se realizaron un total de 10 lanzamientos de cuadrado en cada una de las parcelas,
sumando un total de 40 lanzamientos/tratamiento, y el año 2013, 5 lanzamientos/parcela
sumando un total de 20 lanzamientos/tratamiento. Esta reducción en el número de
lanzamientos entre años responde a la necesidad de recoger la máxima información con el
mínimo esfuerzo de muestreo posible.
A partir de la información obtenida (variables edáficas y porcentajes de cobertura) se realizan
tratamientos estadísticos utilizando diferentes programas informáticos.
Mediante el programa informático Stat-View se establece la significancia de los cambios
mediante análisis de varianza (ANOVA). Los factores que se analizan son: tratamiento, tiempo
y la interacción entre ambos, para los distintos parámetros edáficos analizados. El nivel de
significación (P) utilizado para detectar las diferencias significativas ha sido de <0,05. Se ha
utilizado el test de Fisher en la separación de medias.
Se ha utilizado el programa informático EstimateS (Colwell, 2006) para el cálculo de la riqueza
observada, riqueza estimada y el índice de diversidad de Shannon (H’) según los diferentes
esfuerzos de muestreo que se han ido realizando. Se ha considerado la aplicación de la
aleatorización con reemplazamiento a la hora de calcular todos estos índices. Este método es
una técnica estadística basada en el remuestreo de los datos con el fin de eliminar el posible
error asociado al orden en el que se han tomado las diferentes muestras y con el fin de
aumentar estadísticamente el número de muestreo simulando un mayor tamaño de muestra.
La riqueza observada es el número de especies presentes en la comunidad vegetal mientras
que para obtener la riqueza estimada se emplean estimadores a partir de datos de estudios
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(Bizkaia)
incompletos. Algunos de estos estimadores se basan en un esfuerzo de muestreo
hipotéticamente infinito para estimar la riqueza verdadera, otros se basan en las especies no
recopiladas en los muestreos a partir de los datos de distribución y otros en el uso de
estimadores no paramétricos que basados en la prevalencia de especies raras, permite la
estima de un número de especies no detectadas que podrían ser añadidas a la lista de las ya
detectadas (Colwell y Coddintong, 1994). Considerando los resultados obtenidos en otros
trabajos realizados en Neiker (González-Oreja et al., 2010), en este estudio se ha utilizado el
estimador Jackknife1.
Por otro lado, se calcula el Índice de diversidad Shannon H’: - Σ ((ni/n) ln (ni/n)), donde ni es el
número de individuos del taxon i y n es el número de individuos total. Es uno de los índices
más reconocidos sobre diversidad y se basa principalmente en el concepto de equidad.
Expresa la uniformidad de los valores de importancia a través de todas las especies de la
muestra. Mide el grado promedio de incertidumbre en predecir a que especie pertenecerá un
individuo escogido al azar de una colección. Asume que los individuos son seleccionados al
azar y que todas las especies están representadas en la muestra. Adquiere valores entre cero,
cuando hay una sola especie, y el logaritmo de S, cuando todas las especies están
representadas por el mismo número de individuos (Magurran, 1988).
Utilizando el programa estadístico Canoco 5.0 se estudian las relaciones entre la flora de cada
parcela y las variables físico-químicas del suelo mediante un análisis de redundancia (RDA) y se
evalúa su significación estadística mediante permutaciones de Monte Carlo. Estos análisis
estadísticos multivariantes permitirán integrar todos los datos recogidos e interpretar los
resultados de forma global.
19
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3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN
3.1. CARACTERIZACIÓN EDÁFICA
Del análisis de varianza de los parámetros físicos-químicos de suelo con respecto al
tratamiento y año se desprende que el único parámetro no significativo ha sido el contenido
de Al (Tabla 2), con valores medios ( ) ±EE de 9, 38 ± 0,59.
En el resto de los parámetros edáficos hay un efecto significativo del tratamiento, año y/o
interacción tratamiento*año (Tabla 2).
Tabla 2. Análisis de varianza de los parámetros físico-químicos del suelo con respecto al
tratamiento y año en la zona de pastoreo de Oderiaga en los años 2012 y 2013.
Parámetro
pH
MO
N
P
K
Al
fuente de variación
Tratamiento
año
Tratamiento*año
Residual
Tratamiento
año
Tratamiento*año
Residual
Tratamiento
año
Tratamiento*año
Residual
Tratamiento
año
Tratamiento*año
Residual
Tratamiento
año
Tratamiento*año
Residual
Tratamiento
año
Tratamiento*año
g.l.
2
1
2
17
2
1
2
17
2
1
2
17
2
1
2
17
2
1
2
17
2
1
2
17
Residual
CM
0,128
0,772
0,064
0,039
171,248
2,586
120,054
29,610
0,420
0,137
0,019
0,046
227,942
158,450
5,191
48,761
24190,916
30707,526
2108,616
4715,147
5,219
0,765
2,082
9,551
F
3,274
19,775
0,2247
P
0,0627 ns
0,0004 ***
0,2247 ns
5,783
0,087
4,055
0,0121 *
0,7712 ns
0,0363 *
9,112
2,963
0,418
0,0020 **
0,1033 ns
0,6650 ns
4,675
3,250
0,106
0,0241*
0,0892 ns
0,8996 ns
5,130
6,513
0,447
0,0181 *
0,0206 *
0,6467 ns
0,546
0,080
0,218
0,5889 ns
0,7805 ns
0,8064 ns
g.l.: grado de libertad; CM: cuadrados medios; P: grado de significación; *** P<0,001, altamente significativo; ** P<0,01, muy
significativo; * P<0,05, significativo; ns, no significativo
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Con respecto al año los dos parámetros significativos son el pH y el K. El año 2012 ha mostrado
valores superiores tanto de pH como del K, siendo los valores medios y error estándar de 4,31
± 0,08, y 255 ± 27, respectivamente, frente al año 2013 con valores medios estándar de pH
3,96 ± 0,05 y 187 ± 21 de K. Puede que estas diferencias se deban a la propia variabilidad
interanual propia de los ecosistemas. La abundante pluviometría registrada durante la
primavera del año 2013 posiblemente haya podido contribuir a este descenso. Hay diversas
evidencias de que el K disponible en suelo se lixivia fácilmente con la lluvia (Friesen et al.,
1985; Hosking, 1986).
Los valores medios ( ) y el error estándar (EE) de los parámetros significativos con respecto al
tratamiento se recogen en la Tabla 3.
Tabla 3.Valores medios ( ) y error estándar (±EE) de los parámetros físico-químicos de suelo
según el tratamiento aplicado durante los años 2012 y 2013 en la zona de pastoreo de Oderiaga.
PARÁMETRO
ABONADO
EXCLUSIÓN
± EE
MO
± EE
TESTIGO
± EE
33,51 ± 2,31 a
23,43 ± 2,88 b
26,49 ± 0,10 b
N
1,35 ± 0,07 a
0,91 ± 0,10 b
1,01 ± 0,08 b
P
15,46 ± 3,54 a
5,73 ± 1,87 b
6,82 ± 2,20 b
K
284,29 ± 15,45 a
176,75 ± 33,09 b
205,88 ± 28,2 b
Valores seguidos por la misma letra dentro de cada columna no difiere significativamente (P<0,05) según el
test de Fisher.
El tratamiento de Abonado ha mostrado, en todos los parámetros significativos, niveles
superiores a los tratamientos Exclusión y Testigo presentando diferencias significativas
respecto a ambos. Por el contrario, no se han detectado diferencias significativas entre los
tratamientos Exclusión y el Testigo.
El aumento de los nutrientes en las parcelas abonadas posiblemente se deba a una mayor
presencia del ganado en las mismas debido a la esperada respuesta positiva en la
productividad del pasto (Gough et al. 2000; Craine & Jackson, 2010). En las zonas de pastoreo
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extensivo las aportaciones internas son reguladas por los factores que controlan la materia
orgánica del suelo y los excrementos. Con respecto a esto último, algunos nutrientes como por
ejemplo el K, la entrada se da predominantemente por la orina, el P por las heces, y el N en
proporciones significativas tanto en la orina como en las heces (Haynes &Williams, 1997).
La ausencia de diferencias en los niveles de nutrientes entre el tratamiento Exclusión frente al
Testigo pueda explicarse por el escaso tiempo transcurrido desde la exclusión. No obstante, es
de esperar que a lo largo del tiempo estas diferencias sean significativas ya que el pastoreo
estimula el reciclado de nutrientes a través de la rotura rápida de la materia orgánica en
partículas de menor tamaño, lo que hace que la materia orgánica pueda ser atacada por
microorganismos del suelo, como las bacterias y los hongos, con mayor facilidad.
3.2.ESTRUCTURA DE LAS COMUNIDADES VEGETALES
En general, la estructura de las comunidades vegetales de los pastos depende de las
características de las especies presentes, de sus interacciones ecológicas, de la heterogeneidad
ambiental y de las perturbaciones sufridas (Canals & Sesbatiá, 2001). Sin embargo los vínculos
entre la riqueza del medio natural y las prácticas agrarias son complejos (González-Oreja, et al.,
2001). En el presente trabajo se analiza la cobertura de las especies presentes, la riqueza
florística (observada y estimada) y el índice de diversidad de Shannon en relación a los
parámetros físico-químicos de suelo frente a distintos tratamientos como aproximación a la
estructura de la comunidad pascícola del hábitat 6230*.
Cobertura vegetal
En el muestreo realizado, en las diferentes parcelas de la zona de pastoreo de Oderiaga
(hábitat 6230*subtipo a), se han registrado un total de 35 especies diferentes de plantas. El
listado de las mismas, el valor medio de cobertura ( ) y el error estándar (± EE) en función al
tratamiento se recoge en la Tabla 4.
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Tabla 4. Valor medio de cobertura ( ) y error estándar (±EE) de las especies presentes según el
tratamiento en la zona de pastoreo de Oderiaga los años 2012 y 2013.
ABONADO
ABREV.
ESPECIE
Acap
Acur
Apra
Cvul
Ccar
Csp
Cfon
Dcan
Ddec
Dfle
Ecin
Etet
Evag
Frub
Gsax
Hpil
Hrad
Jeff
Jglo
Lcam
Mcae
Nstr
Plan
Pann
Pser
Pere
Paqu
Race
Sver
Salb
Sseo
Trep
Ugal
Vmyr
Voff
Agrostis capillaris
Agrostis curtisii
Aira praecox
Calluna vulgaris
Carex caryophillea
Carex spp.
Cerastium fontanum
Daboecia cantabrica
Danthonia decumbens
Deschampsia flexuosa
Erica cinerea
Erica tetralis
Erica vagans
Festuca gr. Rubra
Galium saxatile
Hieracium pilosella
Hipochoeris radicata
Juncus effusus
Juncus glomerata
Luzula campestris
Molinia caerulea
Nardus stricta
Plantago lanceolata
Poa annua
Polygala serpyllifolia
Potentilla erecta
Pteridium aquilinum
Rumex acetosella
Scilla verna
Sedum album
Serratula seoanei
Trifolium repens
Ulex gallii
Vaccinium myrtilus
Veronica officinalis
EXCLUSIÓN
± EE
21,58
48,31
6,9
0,27
5,04
0,7
0,53
0,72
5,47
0,22
0,42
0
2,79
30,88
24,78
0,31
0,06
0,35
0,04
3,78
0
1,14
0
0
0,59
13,99
0
1,25
3,64
0,2
1,18
0,14
0,39
6,79
1,04
± 3,25
± 2,38
± 1,31
± 0,19
± 1,38
± 0,24
± 0,34
± 0,27
± 1,21
± 0,22
± 0,20
± 0,00
± 0,60
± 3,35
± 1,11
± 0,31
± 0,06
± 0,27
± 0,40
± 0,60
± 0,00
± 0,39
± 0,00
± 0,00
± 0,19
± 1,64
± 0,00
± 0,16
± 0,20
± 0,30
± 0,40
± 0,50
± 0,60
± 0,70
± 0,80
TESTIGO
± EE
25,91
44,83
1,56
0,88
3,25
4,3
0,11
0,57
3,37
0,35
1,76
0,1
4,4
38,76
23,23
0
0
1,75
0,14
4,25
0,31
0,03
0,06
0,06
2,69
14,19
2,69
2,47
5,34
1,25
1,35
0
0,01
3,69
1,88
± 2,89
± 3,13
± 0,59
± 0,23
± 1,20
± 3,15
± 0,10
± 0,19
± 1,00
± 0,35
± 0,60
± 0,10
± 0,95
± 4,94
± 3,68
± 0,00
± 0,00
± 0,97
± 0,14
± 0,81
± 0,31
± 0,03
± 0,06
± 0,06
± 0,94
± 2,04
± 1,27
± 0,75
± 1,57
± 0,50
± 0,42
± 0,00
± 0,01
± 1,59
± 0,57
± EE
15,71
45,55
2,73
0,55
5,17
3,51
0,41
0,16
6,23
0,51
0,82
0,1
3,6
33,4
23,22
0
0,11
1,19
0
5,31
0,22
2,76
0
0
0,9
10,82
0,54
5,08
3,88
5,41
0,59
0
0,37
7,99
3,62
± 2,77
± 4,63
± 0,71
± 0,22
± 0,94
± 2,24
± 0,15
± 0,11
± 1,35
± 0,36
± 0,49
± 0,07
± 1,25
± 4,47
± 4,89
± 0,00
± 0,10
± 0,81
± 0,00
± 0,99
± 0,22
± 0,85
± 0,00
± 0,00
± 0,27
± 2,07
± 0,54
± 1,54
± 0,90
± 1,79
± 0,32
± 0,00
± 0,16
± 2,55
± 0,87
La comunidad herbácea está dominada por tres especies de la Familia Gramineae, en orden de
mayor a menor cobertura son: Agrostis curtisii, Festuca gr. rubra y Agrostis capillaris; y por dos
especies más, una de la Familia Rosaceae: Potentilla erecta y otra por la Familia Rubiaceae:
Galium saxatile. En cuanto a especies arbustivas, destaca como mayoritaria la especie
Vaccinium myrtilus, pero claramente por debajo de las herbáceas dominantes. Esta
composición florística es la composición típica de este hábitat 6230* (Departamento de Medio
Ambiente y Política Territorial del Gobierno Vasco, 2013).
23
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Cabe destacar la escasa presencia de especies leguminosas, en concreto, la única presente en
el inventario florístico es Trifolium repens, que aparece solamente en parcelas abonadas y en
una proporción muy baja. Las especies leguminosas se plantean en los planes de gestión
sostenible de las áreas de pastoreo extensivo como especies clave para mantener la fertilidad
de los suelos (fijación de N) y así responder con una productividad del pasto adecuada a la
cabaña ganadera. Sin embargo, en la zona de pastoreo de Oderiaga, y en general en los pastos
de montaña de la CAPV, los bajos niveles de pH presentes hacen que estas especies se
muestren sensibles negativamente a la acidez del suelo (Dodd et al. 1992).
Respecto a la especie prioritaria asociada a este hábitat de interés comunitario 6230*, Nardus
stricta, destacar su baja cobertura en toda la zona de pastoreo de Oderiaga. El análisis de
varianza de su cobertura (Tabla 5) muestra significancia frente al tratamiento (P=0,0097).
Tabla 5. Análisis de varianza de la cobertura de Nardus stricta con respecto al tratamiento y año en la zona de
pastoreo de Oderiaga en los años 2012 y 2013.
Especie
Nardus stricta
fuente de variación
g.l.
CM
F
P
Tratamiento
2
15,106
6,056
0,0097**
año
1
2,965
1,189
0,29
Tratamiento*año
2
0,621
0,249
0,7823
Residual
18
2,495
g.l.: grado de libertad; CM: cuadrados medios; P: grado de significación; *** P<0,001, altamente significativo; ** P<0,01, muy
significativo; * P<0,05, significativo; ns, no significativo.
Posteriormente, se realiza un test Post-hoc de Fisher que nos permite determinar cual o cuales
de los tratamientos influyen de manera significativa sobre la especie. Se observa que la
cobertura entre los tratamientos Testigo/Exclusión es significativa (P=0,0028) y entre los
tratamientos Abonado/Testigo es casi significativa (P=0,0545). Según los resultados obtenidos
se puede apuntar a que la Exclusión al pastoreo presenta un efecto negativo mayor frente al
Nardus stricta que el tratamiento Abonado fosfórico (Figura 5).
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Interaction Bar Plot for Nstr
Effect: tratam iento
Error Bars: ± 1 Standard Error(s)
4
3,5
Cell Mean
3
2,5
2
1,5
1
,5
0
Abonado
Control
Cell
Exclusión
Figura 5. Cobertura media ( ) +EE de la especie Nardus stricta con respecto a los tratamientos en la zona de
pastoreo Oderiaga los años 2012 y 2103. NOTA: Control = Testigo.
El pastoreo, debido a su comportamiento selectivo en lo que al consumo de plantas se refiere,
tiende a modificar la composición florística en los ecosistemas pastorales. El pastoreo parece
tener un efecto más pronunciado sobre la composición florística en zonas húmedas que en
pastos áridos y semiáridos (Coughenour, 1985; Milchunas et al., 1988). El efecto de los
herbívoros sobre los pastos puede resumirse en tres aspectos o acciones principales: el
consumo, el pisoteo y el estercolado. La intensidad de cada uno de estos aspectos determinará
en gran medida las características de la vegetación (Azorín & Gómez, 2008). La especie Nardus
stricta presenta como adaptación al herbivorismo un mecanismo de multiplicación vegetativa,
al igual que otras especies dominantes en los pastos de montaña y una protección química con
su alto contenido en sílice en las hojas (Azorín & Gómez, 2008). En áreas de pastoreo pastadas
mayoritariamente por ovejas esta última adaptación tiene su efecto, rechazando su consumo.
Sin embargo, la zona de pastoreo de Oderiga, con una mayor carga ganadera de ganado mayor
esta selección no es tan fina, por lo que esta pueda ser una razón de la baja cobertura de
Nardus stricta en Oderiaga.
Por otro lado, la ausencia de pastoreo permite el espigado de las especies dominantes (A.
curisii, F. gr. rubra, A. capillaris), aumentando la altura del pasto. Con el pastoreo se reduce la
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altura y, en ocasiones, la densidad de la cobertura vegetal, reduciendo de forma concomitante
la competencia por la luz entre las partes aéreas de las plantas, e incluso indirectamente
reduciendo la intensidad de la competición a nivel de las raíces en el caso de que parte del
sistema radicular reaccione frente a la defoliación creciendo más lentamente o muriendo (Tow
& Lazenby, 2001), ello hace que las condiciones ambientales se modifiquen y provocan
cambios en la estructura de los pastos, en la medida en que las condiciones ecológicas de cada
momento dificulten la adquisición de nutrientes y agua por las plantas y lleguen a afectar
negativamente a los procesos de crecimiento de determinadas especies vegetales (Chapin &
McNaughton, 1989; Rodríguez Fernández, 1992). Estas modificaciones ambientales podrían
explicar el descenso de la cobertura de Nardus stricta en el tratamiento Exclusión.
Riqueza observada y riqueza estimada
La riqueza observada (riqueza de especies) entendida como el número de especies presente en
una comunidad homogénea temporal y espacialmente, se muestra como el parámetro más
intuitivo y directo para medir la biodiversidad (Gotelli et al. 2001). Sin embargo, la
determinación de la riqueza verdadera de una comunidad no es sencilla ya que el número de
especies observado incrementa con el esfuerzo de muestreo y como resultado, para obtener
una medida exhaustiva de la verdadera riqueza de una comunidad, es necesario realizar un
muestreo completo, laborioso y exhaustivo a la vez. Para el cálculo de la riqueza de especies y
a partir de realizar cada vez un mayor esfuerzo de muestreo, se considera la presencia de
nuevas especies (no aparecidas en los lanzamientos anteriores) que se van contabilizando con
las ya aparecidas. Así, aunque no aparezcan todas las especies en un mismo cuadrado se
obtiene la riqueza de especies de los pastos analizados. Normalmente, es imposible ejecutar
este objetivo y las estimas a partir de los muestreos suelen ser la opción más disponible, y se
calcula así la riqueza estimada.
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Los estimadores de la riqueza pueden utilizarse para monitorizar los efectos de los impactos de
la actividad humana en la biodiversidad (Hellmann & Fowler, 1999).
En líneas generales, tanto la riqueza observada como la estimada no muestran diferencias
significativas entre tratamientos en los dos años de estudio en los pastos de la zona de
pastoreo de Oderiaga, salvo en el año 2013 que entre el tratamiento Abonado y el Testigo
existe una diferencia significativa en la riqueza estimada (Figuras 6 y 7).
Figura 6. Valores de riqueza observada y riqueza estimada 2012 en la zona de pastoreo de Oderiaga. Intervalo de
confianza de ±95% (1,96 X error estándar).
Figura 7.Valores de riqueza observada y riqueza estimada en el año 2013 en la zona de pastoreo de Oderiaga. Intervalo
de confianza de ±95% (1,96 X error estándar).
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(Bizkaia)
En relación a la metodología, se comprueba que la reducción en el esfuerzo de muestreo para
el año 2013 (20 lanzamientos en lugar de los 40 lanzamientos el año 2012) ha permitido
recoger parcialmente la heterogeneidad del hábitat, no mostrando diferencias en la riqueza
observada y riqueza estimada entre años en los tratamientos de Abonado y de Exclusión, y sí
en el tratamiento Testigo. Este dato sugiere que el esfuerzo de muestreo se ha de valorar
nuevamente en la siguiente campaña de muestreo del hábitat (Figura 8).
Figura 8.Valores de riqueza observada y estimada para los tratamientos en los años 2012 y 2013 en la zona de pastoreo
de Oderiaga con un esfuerzo de muestreo de 20 lanzamientos. Intervalo de confianza de ±95% (1,96 X error estándar). El
significado de los códigos es: HAE: tratamiento Exclusión; HAP: tratamiento Abonado; HAT: tratamiento Testigo; 12: año
2012; y 13: año 2013.
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(Bizkaia)
Centrando la discusión en la riqueza observada, destaca el tratamiento Abonado el primer año
de monitorización (2012) con una tendencia de valores de riqueza inferior que los
tratamientos Testigo y Exclusión (Tabla 6). Este resultado coincide con diferentes trabajos
realizados en pastos los cuales demuestran que los suelos con aportes fosfóricos presentan
valores de riqueza florística y diversidad menores, como el trabajo de Rico et al. (1985), que en
suelos ácidos de Salamanca, encuentran una clara disminución de diversidad con el aumento
progresivo en las dosis de abonado fosfórico; o el trabajo de Puerto et al. (1990), quienes
observaron que la mayor riqueza florística se obtiene en suelos con niveles de nutrientes bajos
o intermedios; o Rodríguez et al. (2001), quienes señalaron que la aplicación de dosis elevadas
de abono ricos en nitrógeno, fósforo y potasio origina una reducción ostensible de la
diversidad y riqueza de especies presentes en el prado.
Esta tendencia, no siendo significativa, únicamente se detecta el año 2012 en el primer
muestreo tras la aplicación de abono fosfórico. Transcurrido 1 año, en el segundo muestreo,
esta tendencia de valores de riqueza observada menores en el tratamiento Abonado no se
detecta, incluso llega a situarse por encima del tratamiento Testigo y Exclusión (Figuras 6 y 7).
La no significancia estadística de la riqueza observada puede ser debida, por un lado, a que la
cantidad de fósforo por hectárea aplicado en el tratamiento Abonado no sea suficiente como
para poder producir dicho cambio en la riqueza y diversidad y/o a la retrogradación del P en
los suelos tan ácidos de la zona de pastoreo de Oderiaga. Ensayos con cantidades superiores
de P (250 kg P2O5/ha) en zonas próximas a Oderiaga y en el mismo hábitat 6230* tampoco han
mostrado diferencias en la riqueza florística y diversidad (Albizu, 2003). En relación a la
retrogradación del P, es práctica habitual el encalado junto al abonado fosfórico para
contrarrestar la toxicidad en Al que presentan los suelos ácidos y evitar que el P precipite y así
esté disponible para la planta. Mombiela y Mateo (1982) resaltan la importancia del P y de la
cal en el establecimiento de la pradera en terrenos a monte.
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Índice de diversidad de Shannon
En el cálculo de la diversidad se consideran no solo el número de especies presentes sino
también la abundancia relativa de cada una de ellas en la comunidad.
Figura 9. Índice de diversidad de Shannon 2012 (H'12) y 2013 (H'13). Intervalo de confianza de 95% (1.96 X error estándar)
Al igual que sucede con la riqueza observada y estimada, el índice de diversidad de Shannon no
muestra diferencias significativas de los tratamientos en los dos años de estudio, como
muestra la Tabla 6.
Tabla 6. Valores medios y error estándar para las riquezas observadas, estimadas e índice de diversidad de
Shannon para los diferentes tratamientos en los años 2012 y 2013 para la zona de pastoreo de Oderiaga
ÍNDICES
Riqueza observada ( ± EE)
Riqueza estimada ( ± EE)
Índice de Shannon ( ± EE)
HAE12
HAE13
HAP12
HAP13
HAT12
HAT13
25,33 ± 5,16 18,93 ± 5,41 19,17 ± 5,43 19,63 ± 5,38 24,24 ± 4,95 18,37 ± 5,74
28,54 ± 3,72 21,99 ± 3,23 23,02 ± 3,47 23,46 ± 4,06 28,13 ± 3,14 20,59 ± 2,85
2,37 ± 0,13 2,20 ± 0,15 2,20 ± 0,13 2,27 ± 0,14 2,39 ± 0,14 2,36 ± 0,16
En el año 2012 se aprecia que el tratamiento de Abonado se desmarca de los otros dos
tratamientos (Figura 6), presentando valores ligeramente inferiores (Tabla 6), como ocurre en
la riqueza observada. Mientras que para el año 2013 la tendencia de los tratamientos es
mostrar un mismo valor de diversidad (Tabla 6).
La comparación interanual muestra el tratamiento Exclusión con la mayor diferencia en el
30
índice de diversidad (Tabla 6) en el sentido decreciente, con un valor medio
+ EE de 2,37 ±
0,13 el año 2012 frente a 2,2 ± 0,15 el año 2013 (Tabla 6), aunque no llegan a ser
estadísticamente significativas. Estos resultados demuestran la necesidad de continuar
analizando en el tiempo el efecto del abandono del pastoreo a más largo plazo, ya que muchos
estudios siguen actualmente evidenciando la importancia del pastoreo en el mantenimiento
de la biodiversidad y el descenso de la misma con el abandono del pastoreo (Kohler et al.,
2006a; Kohler et al., 2006b; Sebastiá et al., 2008; Marion et al., 2010; Parolo et al., 2011;
Mariotte et al., 2013). Confirmando la hipótesis de perturbación intermedia, generalización
ampliamente aceptada que describe que la diversidad será más alta en zonas que tienen una
frecuencia intermedia de perturbación que previene de una exclusión competitiva y será
menor en zonas que tienen frecuencias de perturbación muy altas o muy bajas (Connell, 1978;
Waser y Price, 1981, Glenn-Lewin y Ver Hoef, 1988; Puerto et al., 1990). El pastoreo controla el
dominio de ciertas especies vegetales y favorece otras menos competitivas (Rosen y Bakker,
2005) y aumenta la heterogeneidad estructural por defoliación selectiva, pisoteo, reciclaje de
nutrientes y dispersión de propágulos (Rook y Tallowin, 2003). Mariotte et al., 2013 muy
recientemente vuelven a confirmar la importancia de niveles intermedios de pastoreo para la
conservación de la biodiversidad ya que observan que los hábitats pascícolas, tanto en el
gradiente más bajo o más alto de diversidad de especies, sufren un descenso significativo de la
diversidad tras el abandono de la actividad del pastoreo.
3.3.ANÁLISIS GLOBAL SUELO-FLORA
El análisis de redundancia (RDA) permite analizar la estructura de las comunidades vegetales.
En nuestro caso, la RDA explica el 44,5% de la variabilidad de la cobertura de las 35 especies de
plantas en relación con los parámetros edáficos analizados (pH, MO, N, P, K, Al). Los primeros
dos ejes explican el 36,76% de la variabilidad; tanto el primer eje (RDA-1: autovalor=0,2991;
Pseudo-F=6,8; P=0,006), como todos los ejes (traza=0,40885; Pseudo-F=2,1; P=0,004), fueron
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estadísticamente significativos, lo que indica que existe relación entre la estructura de la
vegetación de los pastos con los parámetros físico-químicos medidos en el suelo.
Para facilitar la interpretación de las Figuras 10 y 11 se representan aquellas especies que
explican más del 20% de la variabilidad.
En la Figura 10 se representa la ordenación de las parcelas, parámetros físico-químicos del
suelo y las especies en función del año de estudio. En el análisis de varianza de suelo se
observaba que las variables que sufrían un cambio estadístico significativo en el año eran el pH
y el K. En un RDA el primer eje (RDA-1) tiene la máxima varianza explicada. Para nuestro caso,
la variable pH ve explicada en torno al 88% de su variabilidad en el plano 1-2 del RDA. Según
esto, el RDA-1 está marcado por la acidez-basicidad. En el diagrama de ordenación (Figura 10)
el polígono que representa el año 2013 (rojo) presenta un clara tendencia hacia valores más
bajos de pH, corroborando el resultado obtenido en el análisis de ANOVA donde los datos de
valor medio de pH obtenidos para cada año presentaban un valor de 4,31 ± 0,08 para el año
2012 y de 3,95 ± 0,05 para el 2013.
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K
N
Mo Apra
P
Vmyr
Aluminio
Ugal
Cfon
Gsax
Acur
Ccar
Dfle
Lcam
Frub
Pere
Race
Paqu
pH
Voff
Ecin
Evag
Cvul
Jeff
Acap
-0.8
Pser
-1.0
1.0
Environmental Variables
Species
RDA-1
Samples
Figura 10.Diagrama de ordenación
(triplot) de las 24 parcelas, de los 6 parámetros edáficos y las 35 especies, en el
plano definido por los dos ejes Año
del RDA,
años. Año 2012 en rojo y 2013 en azul
2012 representando
Añolos
2013
La distribución de las especies en el eje RDA-1, acidez/basicidad, muestra una interpretación
más compleja, ya que especies típicamente oligotróficas y de suelos muy ácidos, como Agrostis
curtisii (Acur) y Vacinium myrtilus (Vmyr) se sitúan en el área positiva del eje X. Y por el
contrario, la especie Festuca gr. rubra, en el área negativa, siendo su autoecología, en
comparación con el A. curtisii, más marcada hacia pH más elevados. Estos resultados se han de
interpretar considerando que el rango de valores del pH es muy pequeño, 0,36 unidades entre
el año 2012 y 2013. Por otra parte, el área de estudio es reducida, 1 ha, con el fin de trabajar
en un área lo más homogénea posible ecológicamente (orientación, pendiente, material
geológico, fisionomía de la vegetación, carga ganadera) y así poder evaluar mejor el impacto
de los tratamientos, y no tratando de recoger la máxima heterogeneidad de las variables
bióticas y abióticas en las que se distribuye el hábitat 6230 con el fin de conocer la
autoecología de las especies presentes. De manera que pueda existir algún factor que co-varíe
con el pH causando el mismo efecto. La estructura de las comunidades vegetales de los pastos
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depende de las características de las especies presentes, de sus interacciones ecológicas, de la
heterogeneidad ambiental y de las perturbaciones sufridas (Canals & Sesbatiá, 2001). Hay
abundante evidencia que indica que la competencia entre especies vegetales determina la
composición florística en los pastos de zonas templadas (Harper, 1977; Lauenroth & Aguilera,
1998; Peltzer & Wilson, 2001).
En la Figura 11 se representa un RDA para los tratamientos donde se aprecia el efecto de las
acciones realizadas. Así, se observa como el polígono correspondiente al Abonado se sitúa en
la parte superior del diagrama, por encima del polígono Testigo. Esta posición viene marcada
por el eje Y (RDA-2) relacionado con el Abonado, en el cual el P tiene una gran influencia
indicando que estas parcelas presentan una tendencia a un mayor contenido en este mineral.
A su vez, la Exclusión muestra claramente su efecto posicionándose en la parte inferior del
diagrama, por debajo del Testigo, mostrándose como las parcelas más pobres en nutrientes
por importantes cambios en los ciclos de nutrientes. Además, en este polígono de Exclusión
existe una mayor presencia de las especies arbustivas (Erica vagans, Erica cinerea y Calluna
vulgaris) así como el junco Juncus effusus, indicando un inicio en el proceso de sucesión
natural.
En lo que respecta al eje Y, RDA-2, destacan dos especies con posible potencial en el
diagnóstico rápido de las zonas de pastoreo. Por una parte, Aira praecox (Apra) asociada a
suelos con altos contenidos de nutrientes y por otra, Polygala serpyllifolia (Pser), asociada a
zonas de escasa carga ganadera. Las 5 especies dominantes, Agrostis curtisii (Acur), A.
capillaris (Acap), Festuca gr rubra (Frub), Galium saxatile (Gsax) y Potentilla erecta (Pere), no
quedan explicadas en el eje del Abonado (RDA-2).
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K
N
Mo Apra
Vmyr
P
pH
Aluminio
Ugal
Cfon
Gsax
Acur
Ccar
Dfle
Lcam
Frub
Pere
Race
Paqu
Voff
Ecin
Evag
Cvul
Jeff
Acap
-0.8
Pser
-1.0
1.0
Environmental Variables
RDA-1
Species(triplot) de las 24 parcelas, de los 6 parámetros edáficos y las 35 especies, en el
Figura 11.Diagrama de ordenación
plano definido por los dos ejes del RDA, representando los tratamientos. El tratamiento de Abonado está
representado por el polígono verde, el Testigo por el rojo y la Exclusión por el azul.
Samples
E
T
A
En líneas generales, los tratamientos implantados (Abonado y Exclusión) en la escala de tiempo
de control (2 años) no han mostrado diferencias significativas en la gran mayoría de las
especies ya que, generalmente, los cambios que se producen en los agroecosistemas son muy
lentos, perceptibles solo a través de los años y décadas como la diversidad de especies,
tamaño de las poblaciones biológicas, etc. (Rapport et al. 1998). No obstante, la especie
prioritaria Nardus stricta se ha mostrado más sensible a la perturbación del abandono del
pastoreo que al abonado en las cantidades del ensayo.
Los resultados evidencian la necesidad de continuar los estudios a lo largo del tiempo con el
objetivo de disponer de una base científica donde se apoyen las pautas de gestión orientadas a
mantener estos agroecosistemas pastorales, impulsando acciones que mantengan la riqueza
de especies como parámetro importante para el mantenimiento de las funciones de los
agroecosistemas.
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Estudio del impacto del abandono y el abonado fosfórico sobre el hábitat de interés comunitario 6230* en el Parque Natural de Gorbeia
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4. CONCLUSIONES
Durante los 2 años de control desde la implantación de los tratamientos, se han detectado
diferencias significativas a nivel del suelo, en el sentido de niveles más altos de N, P, K y MO en
el tratamiento Abonado; mientras que la diversidad de las comunidades vegetales ha
mostrado tendencias, sin llegar a ser significativas.
Entre los índices de diversidad utilizados, riqueza florística y Shannon, este último ha permitido
vislumbrar con mayor claridad la tendencia a una menor diversidad en los tratamientos
Abonado y Exclusión frente al Testigo, siendo esta diferencia en el Abonado el primer año y en
la Exclusión el segundo.
Nardus stricta, especie prioritaria asociada al hábitat 6230*, presenta una escasa cobertura en
la zona de pastoreo de Oderiaga y se apunta como especie más sensible a la perturbación del
no pastoreo que a la del abonado en las cantidades del ensayo.
La estructura de las comunidades vegetales viene explicada en gran medida por el pH,
acidez/basicidad, y en menor medida por el Abonado. De manera que durante el periodo de
estudio (2 años) la heterogeneidad de la estructura de las comunidades vegetales se ha
explicado mejor por variables no relacionadas con los tratamientos.
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