Comparación de la eficacia de la siembra y del mulching + siembra para reducir la erosión en un área quemada de Galicia

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2/13 Comparación de la eficacia de la siembra y del mulching + siembra para reducir la erosión en un área quemada de Galicia VEGA HIDALGO, J.A. 1, FERNÁNDEZ FILGUEIRA, C. 1 y FONTURBEL LLITERAS, T. 1 1 Centro de Investigación Forestal de Lourizán. Consellería do Medio Rural e do Mar. Apdo. 127. 36080. Pontevedra. e-mail: jose.antonio.vega.hidalgo@xunta.es Resumen Este estudio cuantifica la erosión del suelo durante el primer año después de incendio en una zona de matorral en Galicia y evalúa la eficacia de la siembra de herbáceas sola y en combinación con mulching de paja, para controlar las pérdidas de suelo y ayudar a la recuperación de la cobertura vegetal. En el primer año tras incendio, las pérdidas por erosión en el suelo quemado en la zona no tratada fueron de 20,4 t/ha. La siembra no redujo significativamente la cantidad de suelo perdido en relación al control (20,5 t/ha). Por su parte, la combinación de mulching de paja + siembra fue muy efectiva para disminuir la erosión post-incendio en relación al suelo quemado sin tratar (94%). Esa eficacia se debió principalmente a la cobertura del suelo suministrada por el mulching, ya que la aportación de cobertura del suelo por la siembra, en los dos casos, fue reducida y se produjo tardíamente. La combinación de mulching + siembra favoreció la cobertura vegetal en los primeros ocho meses tras el incendio, aunque ese incremento, en comparación con la siembra, no pareció justificar por sí solo la gran diferencia en la reducción en el suelo perdido entre ambos tratamientos. Palabras clave Incendio forestal, rehabilitación post-incendio, mulching. 1. Introducción Las comunidades de matorral ocupan el 21% de la superficie de Galicia (MINISTERIO MEDIO AMBIENTE, 2011), siendo gravemente afectadas por incendios. En el período 2001-2010 más del 70% de la superficie forestal afectada por incendios en Galicia correspondió a áreas de matorral (MINISTERIO MEDIO AMBIENTE, 2010). Una de las consecuencias ecológicas más graves de los incendios forestales es el incremento de las pérdidas de suelo por erosión después de éstos (e.j. DÍAZ-FIERROS et al., 1982; VEGA et al., 1982; SOTO y DÍAZ-FIERROS, 1998; SPIGEL & ROBICHAUD, 2007; FERNÁNDEZ et al., 2011). Por ello, es cada vez más común el empleo de tratamientos de estabilización del suelo, particularmente en áreas afectadas por alta severidad del fuego en el suelo (ROBICHAUD et al., 2000; NAPPER, 2006; ROBICHAUD et al., 2010). Tratamientos como el mulching o la siembra son utilizados para aumentar la cobertura del suelo y de vegetación. La siembra de herbáceas es ampliamente utilizada debido a su relativamente bajo costo y facilidad de aplicación (BEYERS, 2004). Sin embargo, se ha mostrado que la siembra post-incendio puede ser ineficaz en aumentar la cobertura del suelo o reducir las tasas de erosión post-incendio, particularmente en el primer año después del fuego cuando el riesgo de erosión es mayor (BEYERS, 2004; ROBICHAUD et al., 2006;

3/13 WAGENBRENNER et al., 2006; GROEN & WOODS, 2008; BEYERS, 2009; PEPPIN et al., 2010). La siembra también puede tener otras consecuencias ecológicas, ya que podría interferir con la recuperación natural de la vegetación (BEYERS, 2004; KRUSE et al., 2004; DODSON & PETERSON, 2009). Sin embargo, en Galicia PINAYA et al. (2000) y DÏAZ- RAVIÑA et al. (2012) han observado un efecto positivo de la siembra en el control de la erosión bajo un clima templado y lluvioso. Por su parte, la adición de mulching ha mostrado su efectividad para reducir las pérdidas de suelo por erosión en diversos ecosistemas, al proporcionar una cubierta inmediata al suelo (BAUTISTA et al., 2006; BADÍA y MARTÍ, 2000; WAGENBRENNER et al., 2006; GROEN & WOODS, 2008, FERNÁNDEZ et al., 2011; DÍAZ-RAVIÑA et al., 2012) aunque son escasos los estudios en los que se haya testado la eficacia de tratamientos combinados de mulching + siembra (BAUTISTA et al., 1996; BADÍA y MARTÍ, 2000) para el control de la erosión post-incendio. 2. Objetivos La finalidad principal de este estudio fue evaluar comparativamente la efectividad de la siembra de herbáceas frente al mulching de paja de cereal con la adición de siembra, para reducir la erosión producida en el primer año tras incendio forestal. Secundariamente, determinar si la presencia de mulch afectaba a la recuperación de la cubierta vegetal, tanto de herbáceas como de la vegetación leñosa inicial, durante el citado período. 3. Metodología El estudio se realizó en un área del municipio de O Irixo (Ourense), afectada por el incendio de Piñor, que quemó 350 ha de esos dos municipios el 28 y 29 de septiembre de 2009, propagándose principalmente por vegetación de matorral, sobre un relieve donde alternan zonas llanas y otras de pendientes moderadas que forman un conjunto de vaguadas con orientación predominante SW-NE. La comunidad vegetal ardida está formada por una mezcla de especies leñosas, dominadas por leguminosas, principalmente, Pterospartum tridentatum, Ulex gallii, U. europaeus y en bastante menor medida Cytisus striatus y C.multiflorus, aunque con fuerte presencia de ericáceas, con Erica umbellata como especie principal, acompañada de E. cinerea, e individuos aislados de E. australis y Halimium alysoides, siendo escasa la presencia de herbáceas, incluidas las gramíneas. En las laderas de umbría y fondos de vaguadas estas especies se mezclan con Pteridium aquilinum y Rubus sp., que también ocupan los márgenes de cursos de agua con Salix atrocinerea. El clima es de transición entre el oceánico de la Galicia costera y el mediterráneo del interior. La temperatura media anual en la estación meteorológica más cercana (Lalín; 40 años) es 11,7ºC y la precipitación anual media 1241 mm, con una clara sequía estival de 1 mes. El sustrato es de esquisto y los suelos son Regosoles alumi-úmbricos, en las laderas de solana, disminuyendo su profundidad rápidamente desde las zonas bajas a las altas en la ladera. En umbría, los regosoles se mezclan con cambisoles y la profundidad del suelo es mayor. Los suelos son de textura arenosa-franca, ph fuertemente ácido (4,7), elevado contenido de C (17,5%) y N (1,1%) y bajo contenido en nutrientes.

4/13 Como sitio de estudio (42º 31 25 N ; 8º 4 23 W) se eligió una media ladera de pendiente moderada (36%) y relativamente homogénea, con orientación SW, a 815 m (s.n.m.) de altitud. Inmediatamente después del incendio, y antes de cualquier precipitación apreciable, se instalaron quince parcelas de 22m x 5m, con su lado de mayor longitud orientado paralelo a la línea de máxima pendiente. Las parcelas fueron delimitadas con bandas de geotextiles, siguiendo a ROBICHAUD & BROWN (2002), siendo utilizados los situados en la parte inferior de las parcelas para la recolección de los sedimentos producidos en aquellas. La profundidad del suelo en las parcelas, estimada con diez inserciones de barrón hasta contacto con el sustrato litológico, osciló entre 29 y 54 cm. Los sedimentos acumulados en las parcelas fueron recogidos periódicamente, en función de los eventos de precipitación, procediéndose a su pesada en campo y a la toma de una amplia muestra representativa para la determinación de su humedad en el laboratorio, en estufa, a 105ºC durante 48 h y el correspondiente cálculo del peso seco. Se instalaron dos pluviógrafos en las inmediaciones de las parcelas para obtener información sobre las características de la precipitación durante el período de estudio. Antes de la ejecución de los tratamientos, se efectuaron mediciones de parámetros indicadores de los niveles de severidad del fuego en la vegetación y en el suelo. Se usaron puntos de intersección de una malla de 1m x 2,5m (la mayor dimensión paralela a la línea de máxima pendiente), superpuesta a cada parcela, para localizar 32 puntos de muestreo dentro cada parcela, donde se dispuso un cuadrado de 30cm x 30cm sobre el suelo. Este último se clasificó de acuerdo a los cinco niveles de severidad descritos en detalle en VEGA et al. (en prensa), basados en cambios visuales en la cubierta orgánica y suelo mineral superficial, que han mostrado su utilidad para reflejar cambios en propiedades edáficas relevantes. Se dieron valores enteros de 1 a 5, para niveles de severidad muy bajo, bajo, moderado, alto y muy alto, respectivamente Esos mismos puntos fueron usados como centros de microparcelas de 0,50 m de radio, dentro de las que se midieron la altura y el diámetro terminal de los tallos de las plantas quemadas remanentes, para ser usados como indicadores de la severidad del fuego en la vegetación. Tres transectos de 100 m de longitud, dispuestos con origen y rumbos aleatorios sobre tres zonas no ardidas colindantes al incendio, en la misma comunidad vegetal, altitud, exposición, y similar pendiente sirvieron para estimar la altura inicial del matorral antes del fuego. Para ello, se efectuaron medidas de la altura del matorral sistemáticamente cada dos m a lo largo de los mencionados transectos. La diferencia entre esa altura media inicial y la de los tallos quemados fue usada como una aproximación a la reducción de altura de la vegetación leñosa. Se consideraron tres tratamientos: control (suelo quemado sin tratar), siembra de una mezcla de especies herbáceas, a razón de 3 g/m 2 y mulching de paja de trigo, con una tasa de aplicación de 250 g/m 2 (2,5 Mg/ha). La mezcla de la siembra incluía, un 35% de Lolium multiflorum, 20% de Dactylis glomerata. 10% de Festuca arundinacea, 5% de Festuca rubra, 5% Agrostis tennuis y 25% de Trifolium repens, todas estas cifras en porcentaje del peso total. Esos tratamientos fueron ejecutados el 4 de noviembre, antes de ninguna precipitación apreciable después del incendio. La siembra se realizó manualmente, esparciendo la semilla a voleo y distribuyéndola lo más uniformemente posible por la parcela. Se utilizó una dosis habitual en el tratamiento de grandes superficies quemadas desde el aire (ROBICHAUD et al., 2003; WAGENBRENNER ET AL., 2006). La paja de trigo se aplicó,

5/13 manualmente, por toda la superficie de la parcela, tratando de esparcirla de forma uniforme. La tasa de mulch fue también más bien reducida, igualmente para simular una aplicación operativa de la misma, que tratara de limitar sus costes. Se tuvo en cuenta la experiencia anterior, de FERNANDEZ et al (2011), en donde se consiguió una reducción significativa en la cantidad de erosión con una tasa de 2,5 Mg/ha. La cobertura inicial media del suelo, obtenida con el mulching fue del 85%. La asignación de los tratamientos a las parcelas se hizo de forma aleatoria, teniéndose al final de su aplicación cinco réplicas por tratamiento. Las coberturas del suelo por pedregosidad superficial, mulch y la vegetación emergente se estimaron visualmente como porcentajes respectivos de superficie de suelo ocupados, mediante un cuadrado de 1m de lado, dispuesto aleatoriamente en diez puntos fijos en el interior de cada parcela. Las mediciones se efectuaron inmediatamente después de la aplicación de los tratamientos y se repitieron bimensualmente durante el período de estudio par el mulch y la vegetación. Se distinguió la cobertura de las especies leñosas y herbáceas y dentro de éstas las sembradas de las nativas. Para evaluar estadísticamente la posible diferencia en la eficacia de los tratamientos sobre las pérdidas de suelo y en la recuperación de la cubierta vegetal, se utilizó un modelo general lineal mixto generalizado. El tratamiento (con los tres niveles descritos) y sus interaccione se consideraron como factores fijos en los modelos. La fecha de muestreo fue considerada como una variable categórica y las interacciones fecha por tratamiento fueron incluidas para testar si las pautas de variación temporal del efecto del tratamiento diferían. La parcela, en el caso de la erosión, y la parcela y el cuadrado, para la cobertura vegetal, se consideraron factores aleatorios. El cumplimiento de los supuestos de normalidad y homocedasticidad de los residuos implicó la transformación de los datos por la función log. El programa estadístico R (R Development Core Team, 2012) fue utilizado para los análisis estadísticos mencionados. 4. Resultados El incendio afectó notablemente a la vegetación y el suelo superficial del área de estudio, dejando en la mayor parte del terreno una gruesa capa de ceniza. La tabla 1 resume algunas de las características de parámetros indicadores de severidad, inmediatamente después del incendio, que permitieron clasificarlo como de severidad alta, tanto desde el punto de vista de su impacto en la vegetación como en el suelo. Destaca la total consunción de la cubierta orgánica del suelo, exponiéndolo completamente a la acción de la lluvia.

6/13 Tabla1. Valores medios de parámetros indicadores de severidad del incendio en la vegetación y el suelo, inmediatamente después del incendio, en las parcelas que iban a ser objeto de tratamiento. Entre paréntesis, desviación típica. Nivel de severidad del fuego en el suelo, de acuerdo a la clasificación descrita en VEGA et al. (en prensa), con un rango de 1 a 5 (1=muy bajo; 2=bajo; 3=moderado; 4=alto; 5=muy alto) El porcentaje de reducción está basado en una estimación de la altura media del matorral antes del fuego de 93 (+6 ) cm (ver texto) Tratamiento Diam. terminal tallos quemados, mm Altura tallos quemados, cm Porcentajere ducción altura matorral, cm * Nivel de severidad fuego en el suelo Porcentaje suelo mineral desnudo Control 23(6) 23 ( 6) 75 (5) 3,8 (0,2) alto 100 (0) Siembra 24(5) 21 (5) 77 (6) 3,9 (0,3) alto 100( 0) Mulching +siembra 23(4) 24 (7) 74 (7) 3,7 (0,3) alto 100 (0) La precipitación durante el primer año después del incendio (octubre 2009 a octubre 2010) fue de 1033 mm, ligeramente inferior (17%) a la media anual para la zona de estudio. El factor anual de erosividad pluvial R de Wischmeier (Wischmeier & Smith, 1978) fue de 81,3 J.m -2.cm h -1, notablemente inferior al valor medio (175 J.m -2.cm h -1 ) para esa zona (MINISTERIO MEDIO AMBIENTE, 2005). La distribución estacional de esos dos parámetros, indicó que los valores estacionales más altos de precipitación acumulada y del factor de erosividad pluvial se tuvieron en invierno (396 mm y 44 J.m -2.cm h -1 ). En total, se contabilizaron 13 episodios pluviométricos que generaron erosión en el suelo. La intensidad media de la precipitación osciló entre 2,2 y 36 mm/ h, el valor medio de la intensidad de precipitación en 30 min, varió entre 0,8 y 14 mm/h, mientras que el de la intensidad en 10 min lo hizo entre 2,2 y 36 mm/h. Las cantidades acumuladas de suelo erosionado durante el primer año en los distintos tratamientos (Figura 1), fueron muy elevadas en el suelo quemado sin tratar (20, 4 Mg/ha) y también en el quemado y tratado con siembra de especies herbáceas (20,5 Mg/ha). Como contraste, donde se aplicó mulching+siembra, las pérdidas fueron muy reducidas (1,2 Mg/ha). El análisis estadístico confirmó que las cifras de erosión anual en las parcelas donde se adicionó mulching fueron significativamente inferiores a las medidas en los otros dos tratamientos y que la siembra de herbáceas no produjo ninguna reducción significativa en la cantidad de suelo perdido en el primer año tras el incendio. También evidenció que la pauta de variación a lo largo del período de estudio de los sedimentos de suelo producidos fue semejante en el suelo sin tratar y en el sembrado, mientras difirió de ellos en el suelo tratado con mulching+siembra. Las mayores cifras de suelo perdido se tuvieron en el otoño-invierno siguientes al incendio y en el mes de abril de 2010.

8/16/2010 6/24/2010 6/7/2010 4/28/2010 4/8/2010 3/12/2010 1/25/2010 1/4/2010 12/10/2009 11/30/2009 11/20/2009 11/13/2009 11/9/2009 4-10-10 4-7-10 7-6-10 4-5-10 10-3-10 10-12-09 4-11-09 7/13 25000 20000 Erosión acumulada, kg/ha 15000 10000 5000 Q S MS 0-5000 Figura 1. Pérdidas de suelo por erosión acumulada durante el primer año tras la aplicación de los tratamientos. Barras verticales, error estándar. Q = suelo quemado sin tratar; S = siembra; MS = mulching + siembra La variación del grado de cobertura del suelo por la paja adicionada mostró una caída inicial (Figura 2) bastante rápida en el primer mes tras su aplicación. A partir de esa fecha y hasta la primavera, la tasa de descomposición y pérdida descendió, siendo similar a la del verano. En primavera se incrementó de nuevo ligeramente. A partir de primeros de marzo, cuatro meses después de su aplicación, su porcentaje de cobertura del suelo fue inferior al 60%. 90 80 70 Cobertura de mulch, % 60 50 40 30 20 10 0 Figura 2 Evolución de la cobertura de mulch durante el primer año después de su aplicación. Barras verticales, error estándar.

4-10-10 4-7-10 7-6-10 4-5-10 10-3-10 10-12-09 4-11-09 8/13 La cobertura del suelo por las herbáceas presentó una respuesta diferente según el tratamiento (Figura 3), aunque al cabo de un año, el porcentaje de suelo cubierto por las especies de este tipo era bastante modesto en los tres tratamientos: 3% en el suelo sin tratar, 18% en el sembrado y 32% en el de mulching+siembra. El análisis estadístico indicó que los tres tratamientos difirieron significativamente entre sí. Las pautas de variación temporal fueron también significativamente diferentes. En el control, la cobertura debida las herbáceas nativas comenzó a generarse bastante más tarde que en los otros tratamientos. Además, su ritmo de aumento fue lento y uniforme. Como contraste, las herbáceas introducidas comenzaron a germinar más tempranamente y lo hicieron a más velocidad, particularmente cuando la siembra se combinó con el mulching. En ese caso, el aumento de cobertura continuó durante el invierno, mientras descendió en las parcelas sembradas sin mulching. En los dos tratamientos de siembra se produjo un apreciable pico de cobertura hacia finales de la primavera, y un descenso tras el verano. Desde finales del invierno, la cobertura de las herbáceas, combinadas con mulching, fue un 15% mayor que cuando la siembra se hizo sola. 70.0 60.0 50.0 Cobertura herbáceas, % 40.0 30.0 20.0 Q S S+M 10.0 0.0 Figura 3 Evolución de la cobertura de herbáceas durante el primer año después de la aplicación de los tratamientos. Barras verticales, error estándar. Q = suelo quemado sin tratar; S = siembra; MS = mulching + siembra Si consideramos la evolución de la cobertura total del suelo por las herbáceas y leñosas, conjuntamente, (Figura 5), durante el período de estudio, el tratamiento de mulching+siembra produjo un porcentaje de cobertura significativamente mayor que el de los otros dos tratamientos. Por su parte, la siembra sola también dio lugar a una mayor cobertura media que la del suelo quemado sin tratar. Durante la primavera, la mayor cobertura de herbáceas en el tratamiento de siembra compensó el menor ritmo de crecimiento de las leñosas, comparada con el control, aventajando a este último en cobertura total. Sin embargo, durante el verano, el ritmo de crecimiento de la vegetación leñosa en el control equilibró el menor ritmo de crecimiento de la cobertura de herbáceas, igualándose, al final del verano la cobertura total de la vegetación en ambos tratamientos.

4-10-10 4-7-10 7-6-10 4-5-10 10-3-10 10-12-09 4-11-09 9/13 60.0 50.0 cob leñosas 40.0 30.0 Q S S+M 20.0 10.0 0.0 Figura 4. Evolución de la cobertura de vegetación durante el primer año después de la aplicación de los tratamientos. Barras verticales, error estándar. 5. Discusión Las cantidades de suelo erosionado en ausencia de tratamientos de estabilización postincendio, encontradas en este estudio, fueron muy elevadas y están dentro del rango alto de las medidas en parcelas experimentales similares a las de este estudio, durante el primer año tras incendios forestales, en diversas áreas de Galicia, que sufrieron incendios de severidad moderada/alta. VEGA et al. (1982) midieron pérdidas de 22 Mg/ha, DIAZ-FIERROS et al. (1982), 30 Mg/ha, SOTO y DIAZ-FIERROS (1998) 13Mg/ha y FERNANDEZ et al. ( 2011) 35 Mg/ha. Este estudio apoya esas observaciones anteriores en suelos severamente afectados por el fuego y justifica la necesidad de acciones de mitigación de esas pérdidas. Es claro también que esas cantidades contrastan con las bastantes menores pérdidas observadas cuando la severidad del fuego en el suelo fue moderada o baja (e.j. VEGA et al., 1986; DIAZ FIERROS et al. 1990; VEGA et al., 2005; FERNANDEZ et al., 2007; DÍAZ-RAVIÑA et al. 2012). Esto subraya la necesidad de que las intervenciones de estabilización de emergencia acometidas con urgencia sobre el suelo quemado poco después del incendio, en pendientes suficientemente pronunciadas,sean priorizadas en base a la severidad del fuego y,por tanto,de contar con criterios y protocolos que optimicen la toma de decisiones en esas tareas. Interesantemente, en nuestro caso, esas pérdidas se produjeron con una precipitación y una erosividad pluvial notablemente inferior a las de los anteriores estudios. Esto sugiere que, una vez que el suelo está severamente afectado por el fuego, no es necesaria una precipitación muy abundante e intensa para ocasionar fuertes pérdidas erosivas. Este estudio confirma también la falta de eficacia de la siembra de herbáceas, en dosis operativas para tratar extensiones considerables de terreno quemado, como tratamiento de control de la erosión-post incendio en suelos severamente quemados en Galicia, en consonancia con numerosos estudios desarrollados en diversos ecosistemas forestales quemados, bajo climas y suelos también muy variados. (e.j. ROBICHAUD et al. 2006; WAGENBRENNER et al. 2006; GROEN & WOODS, 2008; BEYERS, 2004- ver revisiones

10/13 en BEYERS 2009 y PEPPIN et al. 2010). Sin embargo nuestros resultados contrastan con lo descrito por PINAYA et al. (2000) y DIAZ-RAVIÑA et al. (2012) que encontraron un efecto significativo de reducción de la erosión acumulada del 85 y 39%, en relación al suelo sin tratar, a los nueve meses de un fuego experimental y a los cuatro meses tras un incendio, respectivamente. La mayor cantidad de semilla empleada en estos dos últimos estudios (8 y 3,3 veces más, respectivamente, que la del presente estudio), la mayor cobertura de la vegetación (60% en el primer estudio; no se indica en el segundo, frente a la cobertura media del 11% del presente estudio), el distinto período de estudio considerado, la claramente menor severidad del fuego en las dos investigaciones mencionadas, y especialmente la mucha menor tasa de erosión en el sitio quemado sin tratar (1,35Mg/ha y 2Mg/ha, respectivamente, frente a 23Mg/ha, encontrada en nuestro caso), pueden explicar fácilmente esas diferencias con nuestros resultados. El aumento de la cobertura del suelo por las herbáceas en el tratamiento de siembra + mulching en comparación con la siembra sola está en consonancia con lo encontrado por otros autores (BAUTISTA et al., 1996; BADÍA y MARTÍ, 2000; DEAN, 2001; KRUSE et al., 2004; ROUGH, 2007) y probablemente debido a una mejora de las condiciones de humedad y temperatura producida por la adición de esa capa de restos vegetales. Esto es especialmente marcado al principio del invierno cuando se produce un descenso en la cobertura de las parcelas sembradas por mortalidad de las plántulas emergentes debido al frío mientras aumenta la cobertura en las parcelas sometidas a mulching + siembra. 6. Conclusiones Las cantidades de sedimentos producidos el primer año siguiente al fuego, cuando la severidad del fuego en el suelo es elevada, son considerablemente altas aunque la precipitación y su intensidad no lo sean. Esto confirma que la evaluación de la severidad constituye un paso esencial previo a la priorización de zonas a rehabilitar después del incendio. Nuestro estudio también confirma la ineficacia de la siembra de herbáceas como una medida de emergencia para la estabilización del suelo post-incendio. Esa falta de eficacia parece asociada a la lenta y escasa cobertura del suelo lograda con ese tratamiento. Al propio tiempo evidencia la alta eficacia de la adición de mulching para el control de la erosión en áreas quemadas. El tratamiento de mulching favorece el incremento de cobertura de la vegetación sembrada, aunque ese incremento no suponga una contribución crítica de cobertura para el control de las pérdidas de suelo. La siembra logra incrementar la cobertura total de la vegetación durante unos meses, en relación al suelo no tratado, pero al cabo de un año ese parámetro alcanza el mismo valor en el suelo no tratado y en el sembrado, debido a la aportación de la vegetación leñosa. 7. Agradecimientos Este estudio ha sido financiado por el Instituto Nacional de Investigaciones Agrarias (INIA) a través de los proyectos RTA2007-00111-C02-01 y RTA2011-00065-C02-01. Un agradecimiento especial a Antonio Arellano por su apoyo en la selección del área de estudio, instalación de parcelas, ejecución de los tratamientos y mediciones de campo. Gracias

11/13 también a todos los que han colaborado con los trabajos de campo, especialmente, José Ramón González, Jesús Pardo y Mario López. 8. Bibliografía BADÍA, D.; MARTI, C.; 2000. Seeding and mulching treatments as conservation measures of two burned soils in the central Ebro valley, NE Spain. Arid Soil Res. Rehab. 13: 219-232. BAUTISTA S.; BELLOT J.; VALLEJO, V.R.; 1996. Mulching treatment for postfire soil conservation in a semiarid ecosystem. Arid Soil Res. Rehab. 10: 235-242. BEYERS, J.; 2004. Postfire seeding for erosion control: Effectiveness and impacts on native plant communities. Conservation Biology. 18: 947-956. BEYERS, J.; 2009. Non-native and native seeding. En: Cerdá, A. & Robichaud, P. (eds.). Fire effects on soils and restoration strategies. Science Publishers: 321-336. DEAN, A.E.; 2001. Evaluating effectiveness of watershed conservation treatments applied after the Cerro Grande Fire, Los Alamos, New Mexico. University of Arizona. Tesis. DÍAZ-FIERROS, F.; GIL, F.; CABANEIRO, A.; CARBALLAS, T.; LEIRÓS, M.C.; VILLAR, M.C.; 1982. Efectos de los incendios forestales en suelos de Galicia. An. Edaf. Agrobiol. 41: 627-639. DÍAZ-FIERROS, F.; BENITO, E.; VEGA, J.A.; CASTELAO, A.; SOTO, B.; PÉREZ, R.; TABOADA, T.; 1990. Solute loss and soil erosion in burnt soils from Galicia (NW Spain). En: Goldammer, J. G. & Jenkins, M.J. (eds.). Fire and Ecosystem Dynamics. The Hague: SPB Academic Publishing.: 103-116. DÍAZ-RAVIÑA, M.; MARTÍN, A.; BARREIRO A.; LOMBAO, A.; IGLESIAS L.; DÍAZ- FIERROS; F.; CARBALLAS, T.; 2012. Mulching and seeding treatments for post-fire soil stabilisation in NW Spain: Short-term effects and effectiveness. Geoderma. 191: 31-39. DODSON, E. K.; PETERSON, D. W.; 2009. Seeding and fertilization effects on plant cover and community recovery following wildfire in the Eastern Cascade Mountains, USA. For. Eco. Manage. 258: 1586-1593. FERNÁNDEZ, C.; VEGA, J.A.; FONTURBEL, M.T.; PÉREZ-GOROSTIAGA, P.; JIMÉNEZ, E.; MADRIGAL, J.; 2007. Effects of wildfire, salvage logging and slash treatments on soil degradation. Land Degrad. Develop. 18: 591-607. FERNÁNDEZ, C.; VEGA, J. A.; JIMÉNEZ, E.; FONTURBEL, M. T.; 2011. Effectiveness of three post-fire treatments at reducing soil erosion in Galicia (NW Spain). Int. J. Wild. Fire.20: 104-114. GROEN, A.H.; WOODS, S.W.; 2008. Effectiveness of aerial seeding and straw mulch for reducing post-wildfire erosion, north-western Montana, USA. Int. J. Wild. Fire. 17: 559-571.

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