efecto de la plantaciÓn a dos densidades diferentes, de
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EFECTO DE LA PLANTACIÓN A DOS DENSIDADES DIFERENTES, DE LAS ESPECIES NATIVAS XYLOSMA SPICULIFERUM (CORONO),
BACCHARIS LATIFOLIA (CHILCO), DURANTA MUTISII (ESPINO) Y BACCHARIS BOGOTENSIS (CIRO), SOBRE LAS PRIMERAS FASES DE LA SUCESIÓN EN DOS ZONAS DISTURBADAS POR PASTOREO EN LA
MICROCUENCA SANTA HELENA
ALBA CRISTINA ORTIZ PUERTO
TRABAJO DE GRADO Presentación como requisito parcial
Para optar por el titulo de
BIÓLOGA
PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA FACULTAD DE CIENCIAS CARRERA DE BIOLOGÍA
Bogotá D.C. Noviembre de 2005
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EFECTO DE LA PLANTACIÓN A DOS DENSIDADES DIFERENTES, DE LAS ESPECIES NATIVAS XYLOSMA SPICULIFERUM (CORONO),
BACCHARIS LATIFOLIA (CHILCO), DURANTA MUTISII (ESPINO) Y BACCHARIS BOGOTENSIS (CIRO), SOBRE LAS PRIMERAS FASES DE LA SUCESIÓN EN DOS ZONAS DISTURBADAS POR PASTOREO EN LA
MICROCUENCA SANTA HELENA
ALBA CRISTINA ORTIZ PUERTO
APROBADO
______________________José Ignacio Barrera Cataño
Director
_________________________ _________________________ ORLANDO VARGAS RÍOS CAROLINA SORZANO
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Universidad Nacional de Colombia
Departamento de BiologíaDOCENTE E INVESTIGADOR
JURADO
Corporación Autónoma Regional de Cundinamarca – CAR –
Subdirección Patrimonio AmbientalEcosistemas
JURADO
EFECTO DE LA PLANTACIÓN A DOS DENSIDADES DIFERENTES, DE LAS ESPECIES NATIVAS XYLOSMA SPICULIFERUM (CORONO),
BACCHARIS LATIFOLIA (CHILCO), DURANTA MUTISII (ESPINO) Y BACCHARIS BOGOTENSIS (CIRO), SOBRE LAS PRIMERAS FASES DE LA SUCESIÓN EN DOS ZONAS DISTURBADAS POR PASTOREO EN LA
MICROCUENCA SANTA HELENA
ALBA CRISTINA ORTIZ PUERTO
____________________________ _________________________Ángela Umaña Muñoz MPhill. Carmen Cecilia Espíndola Díaz Decana Académica MSc en Biología Directora de la Carrera
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NOTA DE ADVERTENCIA
Articulo 23 de la resolución N° 13 de Julio de 1946
“La universidad no se hace responsable por los conceptos emitidos por sus alumnos
en sus trabajos de tesis. Solo se velara por que no se publique nada contrario al
dogma y a la moral católica y por que las tesis no contengan ataques personales
contra alguna persona, antes bien se vea en ellas el anhelo de buscar la verdad y la
justicia”.
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DEDICATORIA
A mis padres y hermanas quienes con amor, generosidad y apoyo
incondicional fueron mi fuente constante de motivación e
inspiración en toda mi carrera.
A mis amigos por su amistad, apoyo, por alegrarme y animarme en
todo momento.
A mis profesores, porque ellos sembraron la semilla y fertilizaron
mi inquietud de conocer, aprender e investigar.
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AGRADECIMIENTOS
Después de un año largo de intenso trabajo y dedicación, quiero expresar
mis más sinceros agradecimientos a las siguientes personas:
- A mi familia José Héctor Ortiz, Flor Alba Puerto, Pilar Ortiz P, Carolina
Ortiz, Diana Ortiz y Janneth Ortiz por su gran apoyo moral, logístico y
económico.
- A Ignacio Barrera por la dirección de este trabajo.
- A Alberto Díaz por su asesoria estadística.
- A mis amables y trabajadores ayudantes de campo Pilar Ortiz, Omar
Díaz, Lina Vivas y Juliana Jiménez quienes con esmero y dedicación
ayudaron al desarrollo de este trabajo.
- A la Corporación Autónoma Regional Cundinamarca (CAR) y a la
Pontificia Universidad Javeriana (PUJ) por su apoyo financiero.
- A la comunidad de la Vereda el Haltillo en Suesca por su apoyo y
ayuda.
- A la Escuela de Restauración Ecológica (ERE) de la Unidad de
Ecología y Sistemática UNESIS por el apoyo logístico.
Y a todas aquellas personas que de una u otra forma, colaboraron o
participaron en la realización de esta investigación, hago extensivo mi más
sincero agradecimiento.
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«A la naturaleza solo se le domina obedeciéndola»
Francis Bacon
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RESUMEN
La regulación hídrica de una microcuenca ocurre cuando funcionan bien todos sus elementos o componentes (vegetación, fauna, suelo y clima), desde su nacimiento hasta su desembocadura. Dicha regulación, tanto en la zona templada como en el trópico, se rompe debido a los disturbios ocasionados por el hombre, tales como, la tala, los incendios forestales, la contaminación y el cambio de uso de los terrenos (agropecuario y urbano).
La microcuenca Santa Helena en el municipio de Suesca no es la excepción ya que esta bastante alterada a nivel de todos sus componentes; su cobertura vegetal original ya no existe, sus suelos presentan problemas erosivos fuertes, la zona de carga es permanente cultivada con papa y pastoreada. En resumen, su cauce solo transporta agua en las temporadas de lluvia.
Para poder mantener la microcuenca Santa Helena, a través del tiempo, así como de la población humana asentada en ella se debe implementar un plan de manejo que mitigue las consecuencias del uso actual y genere otras alternativas de uso que permitan la regulación hídrica y la calidad de vida de su población. Es en este sentido, que la implementación del corredor ripario, como estrategia de restauración ecológica, esta contribuyendo para esto se montaron dos experimentos diferentes en dos zonas con tres repeticiones y tres controles cada una, estableciendo 3 parcelas de 10 x 10 metros y 18 subparcelas de 1 x 1 metro por tratamiento (monitoreo), en donde se plantaron especies nativas. Para la Zona Uno, 150 árboles de Baccharis bogotensis y 150 árboles de Xylosma spiculiferum para un tratamiento (1 metro de distancia), 30 árboles de Baccharis bogotensis y 45 árboles de Xylosma spiculiferum para el otro tratamiento (2 metros de distancia), con un total de árboles plantados en la zona uno de 375 árboles forestales. En la Zona Dos se plantaron 144 árboles de Baccharis latifolia, 141 árboles de Duranta mutissi para un tratamiento (1 metro de distancia) y 27 árboles de Baccharis latifolia, 42 árboles de Duranta mutissi para el otro tratamiento (2 metros de distancia), con un total de 354 árboles plantados para la Zona Dos.
Con estas plantaciones se estudio la sucesión vegetal en un proceso inicial para evidenciar cambios a través del tiempo, Se observo un proceso sucesional muy pequeño en los muestreos dos y tres tanto en la zona uno como en la dos, en donde la mayoría de parcelas obtuvieron cambios en el tiempo. La especies que presentaron mayores coberturas en la zona uno fueron Ranunculus petiolaris, Dichondra microcalyx, Trifolium repens y Rumex acetosella, en la zona dos a los seis meses la abundancia de las especies holcus lanatus, Anthoxanthum aristatum, Trifolium repens y Oxalis corniculata. Además, se presentó un incremento alto de la abundancia a los seis meses de iniciado el experimento en la abundancia de las especies Cerastium arvense), Holcus lanatus y Hydrocotyle leucocephala para las parcelas 1, 2 y 3. . No se encontró diferencia significativa en los tratamientos y los controles, los resultados indican que las plantaciones favorecieron el incremento de la riqueza de las especies. El trabajo se encuentra enmarcado dentro de convenio 184/2003 celebrado entre la Pontificia Universidad Javeriana (PUJ) y la Corporación Autónoma Regional de Cundinamarca (CAR).
Palabras Claves: Plantación, distancia de plantación, disturbio, sucesión, restauración ecológica Baccharis bogotensis, Xylosma spiculiferum, Baccharis bogotensis y Xylosma spiculiferum
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ABSTRACT
The hydric regulation of a microriver basin happens when their elements or components work or all (vegetation, animal life, ground and climate), from its origin to its flow. This regulation, as much in the zone tempered as in the tropic, is broken due to the disturbances caused by the forest man, such as, cutting, fires, the contamination and the change of use of lands (farming and urban).
The microriver basin Santa Helena in the municipality of Suesca is not the exception since this altered to level of all its components enough; its original vegetal cover no longer exists, its grounds present/display strong erosive problems, the zone of load permanent is cultivated with potato and shepherded. In summary, its single channel transports water in the seasons of rain.
In order to be able to maintain the microriver basin Santa Helena, through the time, as well as of the seated human population in her a handling plan is due to implement that mitigates the consequences of the present use and generates other alternatives of use which they allow to the hydric regulation and the quality of life of his population. It is in this sense, that the implementation of a ripario corridor, like strategy of ecological restoration, could contribute, for which mounted two different experiments in two zones with three repetitions and three controls each one, establishing 3 parcels of 10 X 10 meters and 18 subparcels of 1 X 1 meter by treatment (monitoreo), in where native species stood. For Zone One, 150 trees of Baccharis bogotensis and 150 trees of Xylosma spiculiferum for a treatment (1 meter of distance), 30 trees of Baccharis bogotensis and 45 trees of Xylosma spiculiferum for the other treatment (2 meters of distance), with a total of trees planted in zone one of 375 forest trees. In Zone Two 144 trees of Baccharis latifolia, 141 trees of Duranta mutissi for a treatment (1 meter of distance) and 27 trees of Baccharis latifolia, 42 trees of Duranta mutissi for the other treatment (2 meters of distance), with a total of 354 trees planted for Zone Two.
With these plantations study the vegetal succession in an initial process to demonstrate changes through the time, as much observed a very small sequential process in samplings two and three in zone one as in the two, in where most of parcels they obtained changes in the time. The species that presented/displayed greater covers in the zone one were Ranunculus petiolaris, Dichondra microcalyx, Trifolium repens and Rumex acetosella, in zone two to the six months the abundance of the species holcus lanatus, Anthoxanthum aristatum, Trifolium repens and Corniculata Oxalis. In addition, a high increase of the abundance to the six months of initiate appeared the experiment in the abundance of Cerastium arvense species, Holcus lanatus and Hydrocotyle leucocephala for parcels 1, 2 and 3. Was not significant difference in the treatments and the controls, the results indicate that the plantations favored the increase of the wealth of the species. The work is framed within agreement 184/2003 celebrated between Pontificia Universidad Javeriana (PUJ) and the Corporación Autonoma Regional of Cundinamarca (CAR).
Key words: plantation, plantation distance, disturb, succession, ecology restoration, Baccharis bogotensis, Xylosma spiculiferum, Baccharis bogotensis y Xylosma spiculiferum
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1. INTRODUCCIÓN
La degeneración, fragmentación, pérdida de hábitats y pérdida de agua ha
sido un proceso común en la mayor parte del territorio colombiano, dado por
entre muchos factores por disturbios como pastoreo y tala.
En la microcuenca de Santa Helena, en el municipio de Suesca, las
precipitaciones en las épocas de lluvia, sólo pueden ser almacenadas en
pequeñas cantidades, por lo que no hay muchas reservas en épocas de
sequía y la presencia de agua solo se ve en época de lluvia. Entre otras
causas, esto se debe a que las coberturas vegetales han sido fuertemente
modificadas, por los disturbios producidos como pastoreo, tala, ganadería
entre otros. Esto da como resultado la compactación del suelo que tiene
efecto directo en la conductividad hidráulica y de aire y que ha llevado a la
compresión de partículas y agregados. Además ha restringido la entrada de
nutrientes para las raíces de las plantas y demás organismos del suelo.
Es en este sentido, que desde hace algunos años se vienen llevando a cabo
estudios y proyectos para entender mejor los efectos y las consecuencias
que producen los disturbios (pastoreo, ganadería, tala, minería), el cambio de
cobertura vegetal y la escasez de agua. A nivel nacional se están llevando a
cabo proyectos para intervenir, prevenir y restaurar dichos ecosistemas, por
ello la conservación de los recursos naturales e hídricos postula a desarrollar
técnicas para resolver la situación actual de la microcuenca de Santa Helena.
Siendo el agua, la vegetación y el suelo necesarios para las poblaciones
humanas y animales, nos vemos en la urgencia de detener y revertir los
procesos de degradación, mediante la realización de un aprovechamiento
sostenible de los recursos naturales.
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En el estudio de zonas riparias se ha encontrado que hay una vulnerabilidad
a procesos de invasión de especies y colonización de especies exóticas,
dificultando entonces el establecimiento de especies nativas y en
consecuencia también retarda los procesos sucesionales.
El presente trabajo tiene el propósito principal de la implementación de un
corredor ripario que reduce la sedimentación, la contaminación, etc., además
proporciona caminos del hábitat y del movimiento de la fauna adicionalmente
y contribuyendo en la información del comportamiento vegetal se evaluo la
sucesión vegetal en sus primeras fases dada por el papel de la plantación de
arbustos nativos a dos densidades y la interacción entre los factores de
plantación y distancia de plantación. Para lo anterior se evalúo el
comportamiento de las especies plantadas, así como el comportamiento,
estructura y composición de las especies registradas.
El trabajo se encuentra enmarcado dentro de convenio 184/2003 y 2004
celebrado entre la Pontificia Universidad Javeriana (PUJ) y la Corporación
Autónoma Regional de Cundinamarca (CAR).
2. MARCO TEÓRICO
2.1.Transformación de las coberturas vegetales
Actualmente la naturaleza se encuentra principalmente en reservas aisladas,
separadas por barreras de áreas antropisadas. En esas condiciones muchos
factores como cambios climáticos, disturbios por pastoreo, quemas pueden
provocar extinciones en masa a no ser que restauremos amplios corredores
biológicos, que conecten estas reservas de bosques y de otros tipos de
vegetación natural (Van Der Hammer 1999, Díaz & Torres 2001).
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El desarrollo socioeconómico del país se ha hecho a costa de una profunda
transformación de la base natural y a aunque no es posible determinar con
exactitud todos lo efectos de estas transformaciones. Se han realizado
estudios y análisis que buscan dimensionar y comprender las presiones y los
cambios que se han presentado a medida que pasa el tiempo (Márquez
2003, SIAC 2002).
Uno de estos estudios realizado por el IDEAM a partir de sensores remotos o
interpretación de imágenes de satélite para estudiar los cambios de
coberturas vegetales en un periodo de diez años (1986-1996). Estos estudios
permiten señalar que en el lapso analizado se habrían transformado unas
547.940 ha de bosques y 1110.831 ha de páramo. Por otra parte, las
sabanas y los agroecosistemas habrían aumentado (SIAC 2002).
Vale la pena señalar que la pérdida de coberturas boscosas no solo significa
la pérdida de los recursos forestales, sino que la misma acarrea impactos
negativos en suelos, aguas, diversidad biológica y clima, debido a las
estrechas relaciones que existen entre las coberturas arbóreas y los demás
recursos señalados (SIAC 2002, IDEAM 2001).
2.2. Disturbio
El concepto de disturbio en este trabajo se define en términos de Grime
(1979), como “el mecanismo externo que limita la biomasa vegetal causando
su destrucción parcial o total”.
Cuando se define este termino es necesario especificar que el termino
“disturbio” es relativo a espacio, tiempo y dimesones del ecosistema donde
el disturbio es un evento en el tiempo que altera la estructura y función del
21
ecosistema, la comunidad donde se generar cambios en disponibilidad de
recursos, la viabilidad del sustrato (Pickett & White 1985).
Cuando ocurre un disturbio en forma frecuente la riqueza de especies
disminuye, o viceversa con un disturbio poco frecuente (collins et al. 1995).
2.3. Disturbio por pastoreo y sus principales causas
La influencia de los grandes herbívoros sobre la estructura de la vegetación
en pastizales es compleja, ya que no sólo remueven una gran proporción de
la biomasa aérea, sino que producen efectos directos e indirectos sobre la
dispersión, el establecimiento, el crecimiento y la reproducción de las plantas
(Belsky 1986, Collins 1987).
Entre los efectos más comunes que produce el pastoreo sobre la estructura
de pastizales naturales, están los cambios en la diversidad florística
(Milchunas & Lauenroth 1993, Pettit et al. 1995, Pucheta et al. 1998) y en la
diversidad estructural de la comunidad (Sala et al. 1986, Milchunas &
Lauenroth 1989, Molina et al. 1999) a través de la transformación del balance
competitivo y del éxito de reclutamiento entre especies pastoreadas y no
pastoreadas (Leege et al. 1981, Molinillo 1992), su productividad primaria
neta aérea (Mcnaughton 1979, Sala et al. 1981, Pandey & Singh 1992,
Redmann 1992), y sus características potenciales de regeneración, tanto
vegetativa como a partir del banco de semillas (O’connor 1991, Bertiller
1992, Kinukan & Smeins 1992, Milberg 1995, Bertiller 1996, Ungar & Woodell
1996, Bertiller & Aloia 1997). Si bien la diversidad estructural de una
comunidad hace referencia no sólo a la organización de su biomasa en el
espacio en un sitio, sino también a la presencia y abundancia de
determinadas especies (Magurran 1988).
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Diferentes aspectos del banco de semillas como su densidad y composición
(Peco et al. 1998), su persistencia en el suelo (Bakker et al. 1996, MC
Donald et al. 1996), y su similitud florística con la vegetación establecida
(Ortega et al. 1997, Peco et al. 1998), permiten comprender mejor la
dinámica de la comunidad de plantas y su respuesta frente a las
perturbaciones (Van Der Valk & Pederson 1989, Bakker et al. 1996). Por otra
parte el pastoreo, a través de su influencia sobre la supervivencia de las
plantas y sobre la producción de semillas (Grime 1979, Kinucan & Smeins
1992), puede afectar la densidad y composición de los bancos de semillas
(Watt & Gibson 1988, Oesterheld & Sala 1990), modificar la persistencia de
las semillas en el banco (Bakker et al. 1996), y producir cambios relativos
entre la abundancia de las especies de la vegetación establecida y del banco
de semillas (O’Connor 1991, Bertiller 1992, Milberg 1995).
Las respuestas estructurales y funcionales de los pastizales naturales frente
a la herbivoría pueden ser muy diferentes y a veces opuestas, debido a
diferencias en su historia de pastoreo (Milchunas et al. 1988, Milchunas &
Lauenroth 1993). En pastizales con corta historia de pastoreo, como los
pastizales pámpanos de Argentina, o los pastizales templados de Australia,
el pastoreo produce una disminución de la diversidad a cargas moderadas y
extinciones locales de algunas especies nativas; además, a cargas
moderadas a intensas puede favorecer la invasión de especies exóticas. En
pastizales con larga historia de pastoreo, en cambio, la diversidad es máxima
en presencia de los herbívoros y en general, no se observa la invasión de
especies exóticas ni la pérdida de especies nativas aún a una alta carga
ganadera (Milchunas et al. 1988, Noy-Meir et al. 1989, Molinillo 1992).
23
2.4. Restauración ecológica y Sucesión Vegetal
Los proyectos de restauración ecológica surgen de la necesidad de devolver
las funciones y la estructura de su condición nativa a los ecosistemas
degradados (Montagnini et al. 1997).
Se ha recopilado suficiente evidencia científica que sugiere que las
plantaciones forestales pueden cumplir un balance importante para el medio.
Las plantaciones modifican el microclima del suelo, mejoran su fertilidad a
grandes escalas, aumentan la complejidad estructural de la vegetación (lo
que indirectamente atrae más avifauna dispersora) y cuando se siembran a
altas densidades, suprime el crecimiento temprano de otras especies
vegetales potencialmente colonizadoras del sitio (Zahawi & Auspurger 199,
Holl 2002). Eventualmente, el sotobosque de la plantación, si no es
eliminado, tiene el potencial de reemplazar el dosel por un bosque
secundario, especialmente si la especie plantada es de vida corta (como
ocurre usualmente), se ha demostrado que el tipo de especie plantada
modifica tanto la cantidad (riqueza de especies) como la cantidad
(abundancia relativa de especies y formas de vida vegetativa) de la
regeneración en su sotobosque.
La restauración de los ecosistemas se basa en el conocimiento y manejo de
la sucesión ecológica. Sucesión es el proceso de desarrollo estructural y
funcional del ecosistema, a través del cual se da un reemplazamiento de
unas poblaciones y comunidades por otras en el tiempo (CORPOCHIVOR
2000).
La sucesión es un desarrollo de toda la estructura y función del ecosistema,
que tiende, en general, al incremento de la biomasa, la diversidad, la
24
estabilidad, la regulación de suelo y atmósfera, la productividad bruta y al
cierre del ciclo de nutrientes. La sucesión es el desarrollo de la biosfera
tomando control sobre el medio físico. Las poblaciones se establecen
transformando el medio y el medio cambiante permite el establecimiento de
otras poblaciones que introducen nuevos cambios ambientales hasta llegar al
punto donde la energía disponible y la capacidad biótica para adecuar el
medio se copan (CORPOCHIVOR 2000). El estudio de la sucesión es
inseparable del estudio del disturbio ya que este último es el que inicia la
sucesión e influye en las condiciones bajo las cuales esta ocurre, la
frecuencia de disturbio puede tener efectos significativos en la respuesta de
la comunidad debido a que la composición de especies cambia en el tiempo
después del disturbio llegan al espacio abierto los propágalos de mas pocas
especies pioneras, que poseen mejores mecanismo de dispersión y mas
altas tasas de crecimiento, lo que le permite dominar durante el inicio de la
sucesión.
El termino de sucesión se remonta a 1860, año en que fue propuesto por el
naturalista Henry David Thoreau para describir los cambios que
experimentaba la vegetación boscosa a través del tiempo. Desde entonces,
el estudio de esos cambios ha constituido un tema importante de
investigación. Ya en 1901, el botánico Henrry Chandler Cowels describió, por
primera vez y con lujo de detalles, los factores bióticos y abióticos que
gobernaban el proceso de sucesión vegetal. Cowels observo lo que ocurría
en las dunas, las playas arenosas y los bosques cercanos al lago Michigan y
llegó a la conclusión de que el desarrollo de la vegetación seguía el siguiente
proceso: luego de formarse una playa y retirarse de esta la acción directa de
las aguas, se abría paso a una comunidad incipiente de plantas herbáceas,
la cual con el transcurso de los siglos, terminaba por convertirse en una
comunidad de árboles muy compleja. Aunque en la Dunas del Lago Michigan
el proceso de sucesión parecía ser relativamente predecible en el tiempo en
25
términos de la composición de especies y de la forma en que estas eran
reemplazadas. Cowles comprendió que la sucesión no siempre era un
evento unidireccional. De hecho, para él la sucesión podía ser un proceso de
gran variabilidad, Hoy día se sabe con certeza que en el lago de Michigan un
bosque tarda aproximadamente 400 años en formarse a partir de un duna
desierta (Guariguata & Kattan 2002).
Los cambios en cuanto a los patrones de distribución de las plantas y la
composición específica de las comunidades en el tiempo, fueron señalados
históricamente como un fenómeno natural y común por diferentes autores
desde tiempos remotos, Sin embargo, fue Clements (1904, 1916) con base
en las observaciones de Cowles, y en virtud del relativo grado de
predecibilidad que mostraba la sucesión en algunos casos, quien ofreció una
primera teoría clara acerca del fenómeno de sucesión en plantas, la cual
dominó el pensamiento científico durante la primera mitad de este siglo. Este
autor, definió la sucesión vegetal como una secuencia de reemplazo de
comunidades de plantas, en un proceso unidireccional y determinístico que
involucra la convergencia de las comunidades hacia un estado de equilibrio
“clímax”, cuyas características son controladas exclusivamente por el clima
regional. Mas adelante Gleason, otro botánico cuestiono las ideas de
Clemens y propuso que los cambios que ocurrían en la comunidad vegetal,
aunque predecibles en el tiempo, no sucedían de forma holística o
deterministica, sino que eran el producto de muchas respuestas
“individuales”, propias de cada una de las especies que componían una
comunidad vegetal (Guariguata & Kattan 2002),Tansley (1935) a su vez,
consideraba que los factores locales como tipo de roca y posición
topográfica, pueden determinar un tipo de vegetación clímax que difiere de
aquellas asociadas al clima regional (Kandus 1999).
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Dentro de estos esquemas, de tipo holístico, Margalef (1958, 1963 y 1968) y
también Odum (1969), definen el proceso de sucesión vegetal en términos
de atributos funcionales, en la búsqueda de leyes generales para los
ecosistemas. En este sentido, Margalef desde la teoría de la información,
considera la sucesión como un proceso de autoorganización que ocurre en
todos los sistemas cibernéticos, siendo equivalente a un proceso de
acumulación de información. Odum por su parte, enumera una serie de
tendencias sucesionales en los parámetros de las comunidades y
ecosistemas (biomasa, diversidad) que describen la tendencia de cambio de
los mismos hacia situaciones de máxima homeostasis (Kandus 1999).
En contraposición al enfoque propuesto por Clements, Gleason (1927, 1939)
consideró que todo cambio en la composición de especies en un sitio
constituye un proceso de sucesión vegetal, ya sean fluctuaciones o cambios
florísticos direccionales. Su visión reduccionista de las comunidades
corresponde a una superposición fortuita de la distribución de especies, con
rangos de tolerancia ambiental semejantes, haciendo énfasis en la
importancia de los fenómenos estocásticos en el proceso de cambio.
Posteriormente, Whittaker (1967), asimilando los puntos de vista de Gleason
y Tansley describe la vegetación clímax como una continua variación a
través del paisaje, el cual varía también en forma continua (Kandus 1992).
En localizaciones donde se produjeron perturbaciones naturales o algún
disturbio, las comunidades vegetales cambian a intervalos irregulares. La
influencia actual del hombre sobre le bosque es mas compleja que antes de
su dominación y los efectos perturbadores de sus actividades pueden mas
duraderos que los de otros organismos biológicos. Los disturbios de pequeña
magnitud no importa cual sea el agente, son normales y en cierta medida
determinan que cambios se presentan en la estructura de la sucesión, ya que
este proceso difiere algo de la consideración que indica que la sucesión tiene
27
una sola dirección y progresa siempre de un sistema temporal a uno estable
(Hocker 1984).
2.4.1.Sucesión primaria y Secundaria
Se reconocen dos formas generales de sucesión: primaria y secundaria. La
sucesión primaria se desarrolla sobre un terreno nuevo que no ha sido
ocupado previamente por plantas. Clásicamente, las localizaciones tales
como afloramientos rocosos, estanques poco profundos y morenas glaciares,
son consideradas como abiertas o la sucesión primaria. La suposición es que
la acción de las plantas (acción sobre la localidad) modifica el medio
ambiente de tal forma (reacción de la localidad) se vuelve mas favorable para
el crecimiento vegetal y a medida que transcurre el tiempo, es cada vez mas
apta para su ocupación por especies vegetales relativamente mas
demandantes que las que están presentes en el comienzo de la sucesión
(Acosta 2003).
La sucesión secundaria difiere de la sucesión primaria en varias formas. Una
de las mayores estriba en el hecho de que en ningún momento las plantas
superiores son capaces de colonizar una localidad que esta experimentando
una sucesión. Aquellas en la cuales ocurren sucesiones secundarias nunca
están suficientemente perturbadas por la ocupación de los pastos, los
árboles o los arbustos que hayan sido interrumpidos durante un tiempo
prolongado (Hocker 1984).
Normalmente, en la sucesión secundaria, si una perturbación causa un daño
importante a la vegetación de la localidad, la nueva tomara el lugar de la
previa después de que haya transcurrido un año de que se produjo la
perturbación. Sin embargo hay casos donde la colonización de una localidad
28
perturbada puede tardar más; estos casos son normalmente aquellos en los
que ha ocurrido una degradación de la localidad (Hocker 1984).
Es importante remarcar que es mayor el área de tierra que presenta cambios
como resultado de una sucesión secundaria que de una sucesión primaria.
Por lo tanto, es necesario tener la capacidad de identificar, tanto los patrones
que la provocan, como los cambios que se presentan en la sucesión
secundaria. En todos los países del mundo la tierra que ha sido despejada
para el uso agrícola y posteriormente abandonada, se encuentra en
excelentes condiciones para iniciar una sucesión secundaria (Hocker 1984).
2.4.2.Estrategias regenerativas y dinámica de la vegetación
Cuando la sucesión se inicia por una alteración en el bosque maduro, la
etapa inicial de la recolonización incluye generalmente aquellas hierbas,
arbustos y árboles que producen abundancia de semillas pequeñas
dispersadas por el viento. Cuando la sucesión ha llegado a la etapa en que
existe una densa cubierta vegetal, las condiciones ya no favorecen el
establecimiento de pequeñas plántulas de crecimiento relativamente rápido y
la supervivencia del elemento efímero entre las pioneras depende, de una
manera critica de su capacidad para una renovada dispersión hacia sitios
recién perturbados (Grime 1989).
2.4.3.Banco de Semillas
Muchos modelos de sucesión asumen el establecimiento el establecimiento
de un banco de semillas pero ignoran el papel de la dispersión en las aéreas
perturbadas. Muchas investigaciones recientes han mostrado que las
29
características del dispersor pueden tener un efecto significativo en las
presentaciones individuales del banco de semillas, si un área perturbada es
inaccesible para un animal dispersor o que hay abundancia de áreas
perturbadas, el banco de semillas es el único que representa con certeza la
biodiversidad local, después de un disturbio llegan al espacio abierto
propágalos de unas pocas especies pioneras, que poseen mejores
mecanismos de dispersión y mas altas tasas de crecimiento, lo que les
permite dominar durante el inicio de la sucesión (Greenberg 1999, Jaimes &
Sarmiento 2002).
2.4.4.La restauración del bosque en pastizales abandonados
Hay diversos estudios que tratan sobre el papel que desarrollan los árboles
más o menos aislados que son dejados crecer en el pasto y su relación con
la recuperación del bosque. Los árboles remanentes que se dejan en el
interior de un pasto cuando es abierto son atractivos para animales vectores
de semillas ya sea como refugio frente a depredadores, fuente de alimento,
lugar de reproducción o de descanso. En consecuencia el animal defeca o
regurgita desprendiendo semillas en los alrededores. Además de actuar
como puntos de atracción para pájaros y murciélagos, ofrecen micro-
condiciones favorables para el establecimiento de brinzales al ser las
gramíneas menos competitivas bajo condiciones de sombra. Se puede
concluir que estos árboles actúan como núcleos de regeneración ("seedling
establishment nuclei"). La recuperación de la cubierta arbórea resultaría de la
unión de los distintos manchones de vegetación distribuidos en el pasto
según la distribución de los núcleos de regeneración, como más adelante se
explica (Plana 2000).
30
En relación también a la capacidad de regeneración de un pasto, hay que
tener en cuenta que en la mayoría de las ocasiones, los bosques
secundarios constituyen hábitats en islas, rodeados por bosques primarios o
por terrenos deforestados. El uso y sus cambios que se dé a las tierras de
los alrededores, afecta la disponibilidad de especies para la colonización;
una misma alteración en dos tiempos distintos puede llevar al
establecimiento de bosques secundarios de distinta composición en función
de esos usos y sus cambios. A igual que en la mayoría de la flora tropical,
también en la flora neotropical la dispersión zoocora es la más abundante.
Medidas prácticas para asegurar la disponibilidad en terrenos neotropicales
en mosaicos, podría ser mantener corredores forestales entre los parches de
bosque secundario. Grandes árboles sobremaduros suponen refugio para
aves dispersantes como los tucanes o polinizadoras como murciélagos o
abejas. Igualmente, las especies de árboles pioneros, son valiosas al facilitar
la sucesión pues proveen de cobertura o de posadero a los vertebrados
dispersadores de semillas que no entran en áreas descubiertas de árboles
(Plana 2000).
2.5.Corredores Riparios
Una de las primeras recomendaciones prácticas para el uso de la tierra que
surge de los estudios de fragmentación de hábitats, fue la propuesta de que
los fragmentos que están enlazados por un corredor o un hábitat adecuado
es probable que tengan un mayor valor de conservación que los fragmentos
aislados de tamaño parecido. Esta recomendación se basó en su totalidad en
consideraciones teóricas, procedentes principalmente de la teoría sobre la
biogeografía de islas. Se han recomendado ampliamente la protección o
provisión de corredores continuos de hábitat para vincular fragmentos
aislados, como reservas naturales, bosques o parcelas de bosques antiguos,
31
como medidas de conservación para contrarrestar los impactos de la
disminución y fragmentación de hábitats. El concepto de corredores como
medida de conservación ha tenido mucho éxito en atraer la atención de
planificadores, gestores de tierras y comunidades y, como consecuencia de
ello, se han propuesto, incorporado a planes de conservación o ya se
encuentran en una fase activa de construcción o manejo, una amplia gama
de ‘corredores de vida silvestre’, ‘enlaces paisajísticos’, ‘corredores de
dispersión’, ‘cinturones verdes’ y otras formas de elementos de conectividad.
Abarcan una serie de escalas espaciales y una variedad de niveles de
complejidad, desde túneles y pasos subterráneos artificiales que ayudan a
los animales a atravesar obstáculos locales, como carreteras y líneas
férreas, hasta grandes tramos de bosque natural intacto que enlazan
reservas en altitudes tanto elevadas como bajas, además si es en una zona
riparia, es una parte del paisaje bastante húmedo para permitir la
supervivencia de los árboles (Bennett 2003, Malanson 1993).
Los corredores con bosques riparios, le imprimen unas características
particulares a las sabanas, ya que ofrecen condiciones para el desarrollo de
una vegetación arbórea, debido a la presencia de agua freática durante todo
el año. Se comportan como corredores para la dispersión de la biota silvícola
y como albergue para la fauna silvestre representando el típico pedo-bioma
freatófito, funcionan entonces como uniones tanto físicas como biológicas
entre ecosistemas terrestres y acuáticos (Gregory et al. 1991, CIAT 2000).
Para tratar el incremento en la fragmentación, los biólogos de la
conservación se han enfocado en la protección de áreas de hábitat núcleo y
el mantenimiento de la conectividad entre áreas protegidas. Los corredores,
franjas de hábitat relativamente intacto diseñadas para conectar fragmentos
de hábitat, pueden incrementar la conectividad (Hilty 2004).
32
La mayoría de los científicos reconocen la importancia de los corredores en
el soporte de la diversidad biológica (que proporciona el hábitat, los
alimentos, y la estructura) y de las funciones ecológicas (que reducen la
sedimentación, la contaminación, etc.), sin importar su potencial de funcionar
como los corredores biológicos que proporcionan caminos del hábitat y del
movimiento de la fauna. Sin embargo, en vista de que muchos corredores
proporcionan el único hábitat restante en muchas áreas urbanas, son
indudablemente importantes en mantener y conservar la diversidad biológica
local y regional. Así, las lecciones siguientes no distinguen entre diversas
funciones de los corredores (que proporcionan el hábitat contra caminos del
movimiento) o de los tipos de corredores, sino que por el contrario se centran
en recopilar datos referentes a la importancia de nuestros corredores en
calidad de protección de la fauna y del agua (Beber 1992).
2.5.1.Vegetación dentro del corredor
La vegetación forestal dentro del corredor es una representación del bosque
ripario nativo y tipos de comunidades que tienen una variedad de etapas
sucesionales y de condiciones estructurales. Las viejas comunidades del
bosque remiendo pueden ser encontradas en una matriz que incluya un
arsenal completo de condiciones del bosque pero son predomínales las
etapas sucesionales. Las plantas son abundantes y son utilizadas por las
aves, murciélagos y animales pequeños. La mayoría de las áreas dentro del
corredor ripario seguirá siendo esencialmente sin cambios, modificado sobre
todo por procesos naturales. Algunas actividades de manejo de vegetación
(siembra incluyendo para madera) pueden resultar para realzar la
recuperación de la diversidad y de la complejidad de la vegetación nativa;
para rehabilitar disturbios naturales y humanos causados; para proporcionar
las mejoras del hábitat (SAFC 2001).
33
2.6.Fisonomía y generalidades de especies plantadas
2.6.1.Baccharis latifolia (ASTERACEAE)
Nombre común: Chilco, arbusto (= 3 m). Hojas simples alternas lanceoladas
(= 20 cm) aserradas trinervias glabras, verde claras. Base decurrente al
pecíolo; pecíolos decurrentes a los surcos de las ramitas.
Crece en altitudes entre 2500–2950 msnm, en suelos pesados, deteriorados
pero con algo de materia orgánica y humedad; pendientes suaves a
moderadas; ocasional en cañadas. Frecuente riparia, ruderal, en potreros
compactados y en terrazas de canteras. Estrictamente heliófila.
Posición sucesional: precursor leñoso, es una especie priseral, abunda en
lugares de suelos húmedos conformando manchones en pastizales abiertos
y en focos de erosión (en micrositios favorables). Gran aptitud para colonizar
pastizales de quicuyo y suelos compactados por el pastoreo en laderas.
Posee alta deposición de hojarasca degradable; de dispersión anemócora.
Puede conformar fases riparias junto con Vallea stipularis, Myrcianthes
leucoxyla, Berberis rigidifolia, Viburnum tinoides y Duranta mutisii.
Excelente para recuperación de suelos desnudos, control de taludes y
surcos. Recuperación de suelos compactados por el sobrepastoreo.
Protección de rondas hídricas (DAMA 2002).
2.6.2.Duranta mutisii (VERBENACEAE)
Su nombre común es espino, es un arbusto (= 6 m) muy ramificado. Hojas
pequeñas, lustrosas, simples, opuestas (aunque frecuentemente se apiñan
en ramilletes cortos que no dejan apreciar su posición). Espinas opuestas
34
curvas en casi todas las ramas. Corteza blanquecina. Pequeñas flores color
lavanda (blanco – violeta) o azuladas en racimos hacia el final de las ramas;
frutos pequeños redondos y amarillos (maduran casi negro) similares a
garbanzos.
Su posición ambiental esta entre 2500–2900 msnm. Suelos pesados de pie
de ladera, coluvios y colinas. Suelos altos (no anegados) de orillas de
quebradas. Suelos erosionados (pero de drenaje lento). Heliófilo. Humedad
atmosférica media a baja, En cuanto a su posición sucesional es un
precursor leñoso de la sere del cedral. Moderada aptitud pionera. Ornitócoro.
Muy sociable.
Aplicación: en restauración de potreros compactados o terraceados, puntos y
franjas húmedas en focos de erosión. Facilitación de la seré del cedral.
Corredores ornitócoros; su fruto y flor sirven de alimento a la avifauna. Setos
podados para jardinería amable. Protección de nacederos y márgenes no
anegados. Barrera antiganado (DAMA 2002)
2.6.3.Xylosma spiculiferum (FLACOURTIACEAE)
Nombre común: corono, arbusto de 4 a 8 m. Hojas simples, alternas,
serruladas, coriáceas, pequeñas las de luz (4–7 cm), mucho más grandes las
de sombra en cañadas (10–15 cm); las jóvenes de tonos rojizos. Pecíolos
cortos. Copa hemisférica. Tronco sinuoso. Espinas en las ramas principales y
en el tronco, grandes y ramificadas, especialmente en la base del tronco. Los
frutos pasan de verde a amarillo y a rojo; maduran casi negro
Crece entre los 2300–2900 msnm. Suelos pesados en cañadas, colinas,
laderas reposiciónales, pies de laderas. Es una de las dominantes en los
rastrojos de las cañadas en las laderas bajas. Frecuente riparia y ruderal.
Heliófila, con moderada tolerancia a la sombra.
35
Posición sucesional: precursor leñoso, una de las dominantes en las priseres
y mesoseres de cañadas y colinas entre los 2500 y 2800 msnm. Asociada
frecuentemente con Cordia lanata, Vallea stipularis, Myrcianthes leucoxyla y
Viburnum triphyllum. Ocasionalmente se encuentra con otras dos plantas
espinosas de ecología similar: Duranta mutisii y Barnadesia spinosa. Estos
rastrojos densos y espinosos facilitan la regeneración de los bosques de
cedro, almanegra y tíbar (Cedrela montana, Buddleja americana y Escallonia
paniculata). Se ha utilizado para la recuperación de focos de erosión en
suelos pesados, en puntos y franjas húmedos. Debe excluirse de sitios de
tránsito de niños o recreativos (DAMA 2002).
2.6.4.Baccharis bogotensis (ASTERACEAE)
Su nombre común es Ciro, es un arbusto de 2 m de altura aprox. Tronco
torcido; abundante ramificación que empieza desde el suelo Copa de forma
rodeada; ligero follaje verde claro; hojas brillantes de 4 cm. Alternas, de
borde aserrado flores blancuzcas agrupadas en escobilla (1 cm.); frutos
carmelitos de 7 mm, con una sola semilla, también reunidos en forma de
brocha.
Especie originaria de la cordillera Oriental colombiana. Actualmente se
encuentra en el Norte de Suramérica: En Colombia se ha observado entre
1800 y 3000 msnm. Por semilla. Los frutos se colectan cuando se toman
carmelitos y se secan al sol; las semillas se siembran en semillero a 5 mm de
profundidad, a 2 mm entre si, en líneas separadas 10 cm. El trasplante se
efectúa cuando la plántula alcanza 20 cm. Sopota sequía y suelos pobres.
Presenta abundante regeneración natural.
Esta especie se emplea para el control de erosión (Bartholomäus 1995).
36
2.7.Conceptos y Generalidades de Cuencas y Microcuencas Hidrográficas
Las cuencas hidrográficas son zonas de drenaje o captación donde se junta
el agua de las montañas y corre abajo para alimentar los ríos, las lagunas y
los lagos, antes de desembocar en el mar. (Michaelsen & Achouri 2002), es
el área de alimentación de una red natural de drenaje, cuyas aguas son
recogidas por un colector común (Urbina 1979).
Además del área tiene profundidad y se entiende por profundidad de cuenca
aquella que esta comprendida entre el dosel de la cobertura vegetal,
exteriormente y los estratos geológicos que delimitan la cuenca hacia abajo
(Urbina 1979).
Una microcuenca es una cuenca con pocas hectáreas y son generalmente
las usadas para investigaciones (Urbina 1979).
En consecuencia de cambios climáticos y de las actividades humanas se
acentúa la falta de agua en las zonas afectadas por la desertización. Los
procesos de desertización disminuyen la capacidad de los suelos de
absorber agua y almacenarlo. Por eso las precipitaciones en las épocas de
lluvia, que mayormente son lluvias fuertes, sólo pueden ser almacenadas en
pequeñas cantidades, por lo que no hay muchas reservas en épocas de
sequía. Más bien se dan muchas veces inundaciones, que causan graves
daños en las zonas rurales como también en grandes ciudades (Prem &
Buss 2003).
Las inundaciones, la disminución de la calidad de agua así como el lodo en
corrientes de agua perjudican cada vez más las zonas, que no son afectadas
37
directamente por la desertificación y pueden causar daños de salud y
económicos.
La cuenca hidrográfica como unidad geográfica, es adecuada para ser la
unidad de gestión integral para el manejo de todos los recursos naturales
que forman parte de la propia cuenca (Prem & Buss 2003).
El manejo de cuencas representa en Colombia, uno de los aspectos mas
importantes dentro del ámbito de los recursos naturales del país, dado el
empuje industrial del mismo y el alto índice de la rata de crecimiento de la
población, factores que en conjunto hacen que las reservas de agua, que
inevitablemente provienen de la hoyas Hidrográficas, sean abundantes,
permanentes y de optima calidad, lo cual solo puede conseguirse con un
manejo apropiado y aprovechamiento integral de sus Hoyas Hidrográficas
(Urbina 1979).
Dicho manejo es aun mas complejo en nuestro medio, dado el problema de
tipo social que casi todas presentan, ya que gran parte de la población rural
habita en dichas zona, lo cual contribuye a la rápida degradación de los
elementos de la Cuenca (Urbina 1979).
3. FORMULACIÓN DEL PROBLEMA Y JUSTIFICACIÓN
Prem & Buss (2003) expresan que como consecuencia de cambios
climáticos y de las actividades humanas tales como agricultura, pastoreo
intensivo, deforestación o disminución y modificación de coberturas
vegetales, reducción de relictos de bosques entre otros, se acentúa la falta
de agua. Los procesos de erosión disminuyen la capacidad de los suelos de
absorber agua y almacenarlo. Por eso las precipitaciones en las épocas de
38
lluvia, sólo pueden ser almacenadas en pequeñas cantidades, por lo que no
hay muchas reservas en épocas de sequía .
Chamorro y sus colaboradores (1998) señalan que en suelos de la región
andina colombiana se presentan precipitaciones cortas o intensas y con
periodos largos de sequías en consecuencia de los cambios climáticos que
da como resultado que la oferta de agua siga disminuyendo.
Mientras que la agricultura y los centros Urbanos han aumentado, Van Der
Hammen (1998) dice que las áreas naturales han sido disminuidas
fuertemente. Este proceso de alteración ha desconectado a la fauna y flora
de las corrientes acuáticas y ha traído muchos problemas a nivel de suelo
como erosión y pérdida de agua subterránea al igual que se presenta algún
grado de fragmentación, que hace que la mayoría de la vegetación natural se
encuentre únicamente en parches aislados (Montenegro 2001).
En este sentido, no se puede perder de vista la problemática que se presenta
en las cuencas y las lagunas de la región andina, dice Inforagro Ltda. (2001)
que en la mayoría por no decir que en todas ocurren disturbios que crean un
ambiente hostil y fácilmente degenerativo en cuanto al ecosistema se refiere.
Cuando se hecha un vistazo a la microcuenca de Santa Helena, se observa
un proceso degenerativo muy grande en respuesta a problemas como la
erosión, deforestación, pastoreo y agricultura. Van Der Hammen (1998)
menciona que lo anterior produce una alteración en el régimen hidrológico de
las cuencas, causando escasez de agua para las comunidades rurales, de
flora y fauna y los cascos urbanos en verano e inundaciones y avalanchas en
época de invierno.
El aumento de la evaporación originada por la desaparición de la cobertura
vegetal, representada en pequeños relictos de bosques en la microcuenca de
39
Santa Helena, permite mayores horas de sol, incrementa la temperatura y
genera una perdida de importante volúmenes de agua, lo que produce
también que el proceso de sucesión ocurra lentamente.
Por todo lo anterior se hace necesario la iniciación e implementación de
estrategias de restauración, en las que se encuentra mantener y mejorar la
conectividad de la flora y fauna con la corriente de agua (microcuenca), Para
lo que se establecerá un corredor ripario, que consiste en áreas del paisaje
que contienen un hábitat natural y mantienen dichas conexiones naturales.
El establecimiento de especies de arbustos que se plantaron en este
corredor, facilitan el establecimiento de semillas y especies arbóreas en las
primeras etapas de sucesión. También proporciona un buen hábitat para la
vida acuática proporcionando sombra, regulando el ciclo hidrológico, lo cual
incluye, mantener la productividad del suelo, garantizar una alta calidad del
agua, la sostenibilidad del caudal a lo largo del año y la reducción de la
ocurrencia de desastres naturales relacionados a inundaciones,
deslizamientos masivos de suelo y crecidas de ríos, además proporcionara
alimento para muchas especies, facilitara criaderos y refugios, aumentando
también la inmigración de plantas y d e animales a una reserva, que podría
aumentar riqueza y diversidad de las especies, aumentar los tamaños de la
población (probabilidad que disminuye de la extinción) y señala que podría
mantener la variación genética con el entrecruzamiento con diversas
poblaciones, a nivel cultural brindan una belleza escénica, disminuyen la
contaminación atmosférica, reducen postura desgarbada, aumentan valor de
tierra, y mejoran la calidad de la vida.
Para lograr alcanzar todas las características ya mencionadas se hace
necesario entender los mecanismos de sucesión en áreas disturbadas por
pastoreo y agricultura que han sido abandonadas en función de establecer
40
planes de manejo, al mismo tiempo evaluar el efecto de las distancias de la
plantación adecuadas para la aceleración de procesos succiónales.
3.1. Pregunta de Investigación
¿Cual es el efecto de la plantación, a dos densidades diferentes, de las
especies nativas Xylosma spiculiferum (Corono), Baccharis latifolia (Chilco),
Duranta mutisii (Espino) y Baccharis bogotensis (Ciro), sobre las primeras
fases de la sucesión en dos zonas disturbadas por pastoreo en la
Microcuenca Santa Helena?
3.2. Hipótesis
Ho: La plantación de especies arbustivas nativas a dos densidades
diferentes, no aceleran el establecimiento vegetal de otras especies en las
primeras etapas de la sucesión en la microcuenca Santa Helena.
H: La plantación de especies arbustivas nativas a dos densidades
diferentes, aceleran el establecimiento vegetal de otras especies en las
primeras etapas de la sucesión en la microcuenca Santa Helena.
4. OBJETIVOS
4.1. Objetivo General
Evaluar el efecto de la plantación de las especies nativas Xylosma
spiculiferum (Corono), Baccharis latifolia (Chilco), Duranta mutisii (Espino) y
41
Baccharis bogotensis (Ciro), a diferentes densidades en el establecimiento
vegetal de otras especies en las primeras etapas de la sucesión en la
Microcuenca santa Helena.
4.2. Objetivos Específicos
4.2.1. Determinar la composición y abundancia de la vegetación registrada
en cada tiempo de muestreo y en las dos zonas disturbadas por
pastoreo.
4.2.2. Precisar el comportamiento de las especies plantadas Xylosma
spiculiferum, Baccharis latifolia, Duranta mutisii y Baccharis
bogotensis y la vegetación asociada a las mismas a través del
tiempo, en dos áreas disturbadas por pastoreo.
4.2.3. Definir la mejor combinación de especies, así como la mejor distancia
de plantación que favorezca la llegada de especies, en las dos zonas
disturbadas por pastoreo.
5. MATERIALES Y MÉTODOS
5..1 Área de estudio
El municipio de Suesca se encuentra ubicado al Nor-oriente del
departamento de Cundinamarca. Las coordenadas de la cabecera municipal
de Suesca son de 05º06`17” de altitud Norte y de 73º48`08” de Longitud
42
oeste de Greenwich. El área municipal ocupa una superficie aproximada de
176 Km², dividida en 25 veredas (Figura 1) (INFORAGRO. 2001).
La laguna esta ubicada al norte de la cabecera municipal a una distancia por
vía destapada de 14 Km., su altitud es de 2884 msnm y posee un área de
448 hectáreas, mientras que la de toda su cuenca hidrográfica es de 2610
hectáreas, La Cuenca esta ubicada también en los Municipios de Suesca y
Cucunubá, departamento de Cundinamarca. Se encuentra cerca de otros
humedales como el de la Laguna de Cucunubá al norte, el embalse del Sisga
al sur-oriente, el embalse del Neusa al oeste y el embalse del Tomine al sur
(INFORAGRO 2001).
La cuenca de la laguna de Suesca es una zona seca, correspondiente a la
zona bioclimatica del Bosque Seco Montano Bajo. El clima presenta fuertes
contrastes en su pluviométria; es un clima agresivo cuyas características
propician la aparición y desarrollo de procesos erosivos (CAR 1998).
La Quebrada Santa Helena se encuentra ubicada sobre la zona de vida de
Bosque Seco Montano Bajo (bs-MB) según Holdridge y zona semiárida
según C.W Thornthwaite. Esta zona se caracteriza por encontrarse entre
2.000 y 3.000 m.s.n.m, presenta una temperatura de 12°C a 18°C y un
promedio anual de lluvias entre 500 y 1000 mm. Estos terrenos son
conocidos también como “tierra fría seca”. El Bosque Seco Montano Bajo
(bs-MB) es uno de los más destruidos en la región andina, la vegetación
primaria de esta formación ha sido completamente destruida y alterada por la
acción del hombre (CAR 1998).
Se tomaron las dos zonas marcadas en el mapa de Suesca como zonas de
muestreos. Por la disponibilidad del espacio y por su cercanía a la
microcuenca de Santa Helena. La zona Uno con coordenadas N05°09’7” y
43
W073°47´27.6” unidades fisiográficas 2326 con una altitud de 2854 m.s.n.m,
el suelo presenta una inclinación de 2°, tiene ladera rectas (geoforma) y el
drenaje es muy pobre. La zona Dos con coordenadas N05°08’49” y W073°47
´27.2” unidades fisiográficas 3124 con una altitud de 2862 m.s.n.m, el suelo
presenta una inclinación de tipo escarpado y es cóncava (geoforma) el
drenaje es muy pobre.
44
Figura 1. Localización de la microcuenca Santa Helena
45
El presente proyecto se enmarca dentro del convenio celebrado entre la
Pontificia Universidad Javeriana y la Corporación Autónoma Regional – CAR,
con el fin de iniciar procesos de restauración basados en el conocimiento del
estado actual de la Microcuenca Santa Helena y así lograr un equilibrio entre
la oferta de los recursos y la demanda por parte de la comunidad.
Socialmente presente proyecto tiene consentimiento y permiso de la
comunidad que habita los alrededores de la microcuenca Santa Helena en la
Vereda el Hatillo, suesca – Cundinamarca para realizar los estudios
pertinentes y llevar a cabo la experiencia piloto dentro de sus terrenos. Así
mismo el proyecto cuenta con el apoyo y la financiación de la CAR para
interceder con los habitantes de la comunidad directamente implicada.
5..2Métodos
5.2.1. Fase de campo
Se realizo un recorrido por la microcuenca, por la disponibilidad del espacio y
por su cercanía a la microcuenca de Santa Helena se escogieron dos zonas.
Las variables monitoreadas, se tomaron en tres periodos comprendidos entre
3 de julio del 2004 y 5 de abril del 2005. Las parcelas y subparcelas se
construyeron con estacas y se delimitaron con hilo de nylon (Figura 2 y
Figura 3). Posteriormente se plantaron los árboles a 40 cm de profundidad en
una cuadricula de 40 cm. X 40 cm. cada uno, aplicándoles compost.
46
Figura 2. Delimitación de parcelas y sitios de siembra en la Zona Uno.
Figura 3. Delimitación de parcelas y sitios de siembra en la Zona Dos
47
5.2.1. Diseño experimental
Para el seguimiento de la sucesión se realizo un diseño de dos factores:
• El primer factor de densidad de siembra con tres niveles: 0 árboles /m², 4
árboles/ m², 2 árboles/ m² para la Zona uno y 0 árboles /m², 4 árboles/ m²,
1 árboles/ m² para la Zona dos.
• El segundo factor tiempo de muestreo con tres niveles 0 meses (se realizo
un levantamiento antes de la plantación), a los tres meses y a los seis
meses después de la plantación.
Al escoger las dos distancias de plantación se quiso generar dos posibles
tipos microclimas.
Para la definición del cambio y el comportamiento de las especies plantadas
se realizo a través de las variables % mortalidad por parcela, altura de las
plantas, diámetro mayor y diámetro menor del tallo (Tabla 1).
Tabla 1. Formato para la toma de datos de especies plantadas
Diámetro mayor
Diámetro menor
Cobertura
Parcela EspecieAltura total
Para tomar las tres últimas mediciones se escogieron cinco plantas por
especie en cada parcela en la primera fecha de muestreo, en los siguientes
periodos de muestreo se volvieron a medir las mismas plantas para
establecer su crecimiento.
48
La evaluación del efecto de las plantaciones sobre la sucesión de la
comunidad del Bosque Seco Montano Bajo en las dos zonas se implementó
los siguientes diseños experimentales.
ZONA UNO: Se establecieron dos tratamientos cada uno con tres
repeticiones y tres controles. En parcelas de 10 m X 10 m. (Figura 4)
Figura 4. Ubicación de parcelas en la Zona Uno
• El primer Tratamiento: distancia de plantación de 1m con 50 árboles de
Baccharis bogotensis y 50 árboles de Xylosma spiculiferum para un total
300 árboles plantados (Tabla 2)
49
Tabla 2. Número de Individuos por parcela para el tratamiento de siembra de 1m de distancia en la Zona Uno.
• El segundo Tratamiento: distancia de plantación de 2 m con 10 árboles
Baccharis bogotensis y 15 árboles de Xylosma spiculiferum para un total 75
de árboles plantados (Tabla 3)
Tabla 3. Número de Individuos por parcela para el tratamiento de siembra de 2 m de distancia en la Zona Uno.
Baccharis bogotensis 3 10 30Xylosma spiculiferum 3 15 45Total 6 25 75
Nº de ind. Por parcela
Nº de ind. Tratam iento
Especie Nº de parcelas
• Control: Sin plantación
En cada parcela se implementaron seis subparcelas fijas de 1 m X 1 m para
la recolección de datos.
Especie Nª de parcelas
Nº de ind. Por parcela
Nª Individuospor tratameinto
Baccharis bogotensis 3 50 150Xylosma spiculiferum 3 50 150Total 6 100 300
50
Figura 5. Ubicación de subparcelas en la Zona Uno.
En esta zona se plantaron los árboles con el patrón general de siembra
(lineal) (Figura 7) en hoyos de 40 cm² (Figura 6 a.) y se les aplico compost
(Tabla 4 y Figura 6 b.).
51
Figura 6. Labores de siembra en Zona Uno. a. Ahoyados b. Aplicación de Abono
Tabla 4. Listado de los componentes del abono orgánico (compost) aplicado en la plantaciones
b.
b.
a.
52
Elemento Valor UnidadesHumedad 36.6 %Cenizas 3660 %Pérdidas por volatilización 2660 %Carbono Orgánico 10.3 %Cap. Intercambio Catiónico 46 me/100gDensidad 0.4 g/c.c.Capacidad de retención de Humedad 66 %C/N 10Ph 7.9Conductividad eléctrica 19.3 d8/mNitrógeno (NJ 1.03 %Fósforo Total (P2O5) 1 %Potas io (K2O) 1.74 %Calcio (CaO) 2.68 %Magnesio (MgO) 0.68 %Azufre 0.21 %Hierro 0.44 %Manganeso 427 p,p,mCobre 40 p,p,mZinc 100 p,p,mBoro 28 p,p,mSodio 1517 p,p,mResiduo Insoluble en Acido 28.20 %
53
Figura 7. Individuos ubicados en las parcelas para la Zona Uno
54
El registro de datos se hizo en tres fechas:
Para la zona Uno:
• Muestreo 1 (sin plantaciones): 3 al 8 de julio del 2004,
• Muestreo 2 (con plantaciones): 26 de noviembre al 1 de diciembre 2004
• Muestreo 3: 29 de marzo al 5 de abril
ZONA DOS: Se establecieron dos tratamientos cada uno con tres
repeticiones y tres controles, en parcelas de 10 m X 10 m. (Figura 8)
Figura 8. Ubicación de parcelas en zona Dos
55
• El primer Tratamiento: distancia de plantación de 1 m con 48 árboles de
Baccharis latifolia y 47 árboles de Duranta mutissi para un total 285 árboles
plantados (Tabla 5)
Tabla 5. Número de Individuos por parcela para el tratamiento de siembra de 1 m de distancia en la Zona Dos.
Especies Nº parce las
Nº de ind. Por parcela
Nº de individuos por tratam iento
Baccharis latifolia 3 48 144Duranta mutissi 3 47 141
Total 6 95 285
• El segundo Tratamiento: distancia de plantación con 9 árboles de
Baccharis latifolia y 14 árboles de Duranta mutissi para un total 69 árboles
plantados (Tabla 6)
Tabla 6. Número de Individuos por parcela para el tratamiento de siembra de 2m de distancia en la Zona Dos
Especies Nº parcelas
Nº de ind. Por parcela
Nº Individuos por tratam iento
Baccharis latifolia 3 9 27Duranta mutissi 3 14 42Total de ind. 6 23 69
• Control: sin plantación
En cada parcela se implementaron seis subparcelas fijas de 1 m X 1 m para
la recolección de datos (Figura 9)
56
Figura 9. Ubicación de subparcelas en la Zona Dos
En esta zona se plantaron los árboles con el patrón de plantación al
tresbolillo como se sugiere en el Protocolo Distrital de Restauración
Ecológica (DAMA 2002) (Figura 13) dado a que presentaba un tipo de
inclinación más pronunciada que en la Zona Uno (Figuras 10 y 12) Se
procedió entonces a la plantación aplicando el mismo compost de la Zona
Uno (Tabla 4 y Figura 11)
57
Figura 10. Ahoyado al tresbolillo
58
a)
59
b)
Figura 11. Labores de siembra en Zona Dos a) y b). Ahoyado.
El registro de datos se hizo en tres fechas:
Para la zona Dos:
• Muestreo 1 (sin plantaciones): 8 al 15 de julio del 2004
• Muestreo 2 (con plantaciones): 2 al 9 de diciembre del 2004
• Muestreo 3: 5 al 11 abril del 2005.
60
a) b)
Figura 12. Tratamiento de siembra al tresbolillo con distancias a) 1 m de distancia de siembra b) 2 m de distancia de siembra
61
Figura 13. Individuos ubicados en las parcelas para la Zona Dos
62
En la evaluación del efecto de las plantaciones sobre la sucesión de la
comunidad del Bosque Seco Montano Bajo en las dos zonas se realizo a
través de las variables de presencia y abundancia de cada especie de la
comunidad.
Las variables anteriores se tomaron por la obtención de coberturas en una
cuadrícula de 1m x 1m, dividida cada 10 cm, colocada sobre la parcela, y
una cuadricula 10cm x 10cm que se sobrepone a la anterior para hacer el
conteo de número de cuadros que ocupaba cada especie (Figura 14)
llenándose un formato (Tablas 7)
Figura 14. Cuadrantes para la toma de datos
63
Tabla 7. Formato para toma de datos en las Subparcelas
Zona Parcela Subparcela
Especie o Morofotipo
Cobertura (N° cuadros) Altura (cm)
5.2.2. Análisis de Datos
Para determinar el efecto de la densidad de plantación sobre el proceso de la
sucesión de la vegetación en el corredor ripario, en cuanto a la composición
de especies se empleó una prueba de Cluster Analysis. El grado de
asociación entre pares de ejemplares se determinó con el índice de Jaccard
y el ligamiento entre unidades se realizó con la técnica del promedio
ponderado entre parcelas en los tres periodos de muestreo.
Como criterio de selección del valor de similitud necesario para establecer
los grupos similares de parcelas, se escogió el menor porcentaje de similitud,
del par que presentó semejanzas en la composición de especies a un nivel
de confianza superior al 95% en la prueba de Chi-cuadrado de homogenidad
entre pares de unidades muéstrales. Para este caso se considera como una
unidad muestreal a la parcela tratada en cada periodo de tiempo.
Para determinar los cambios en la abundancia de las especies, tanto en el
tiempo, como por el efecto de las diferentes densidades de plantación, se
utilizó una prueba de componentes principales centra con matriz de
correlación.
La diferencia en crecimiento de cada especie plantada por efecto de la
64
densidad de plantación en el tiempo de evolución del experimento se
determinó con un análisis de varianza de dos vías (tratamiento X Tiempo).
En los casos en que se encontró diferencias en los tratamientos, el tiempo o
efecto de interacción, se realizo un análisis de una vía entre las
interacciones, seguido de una prueba de comparación múltiple de Student,
Neuman – Keuls, para conformar los grupos homogéneos de promedios.
La comparación de la mortalidad entre las densidades de siembra de cada
especie se hizo con la prueba de t-student para muestras independientes.
Adicionalmente, para todas las variables evaluadas a las cuatro especies
plantadas se estableció la estadística descriptiva, la cual incluyó: Tamaño de
la muestra, media aritmética, desviación estándar, valores mínimo y máximo
observados, intervalo de confianza del 95% y coeficiente de variación.
6. RESULTADOS
6.1. Especies encontradas en la Microcuenca de Santa Helena.
El número total de especies registradas para las dos zonas fue de 34 (Tabla
8), para la familia Apiaceae una especie Hydrocotyle leucocephala, familia
Asteraceae cinco especies Hypochaeris sessiliflora,, Hypochaeris radicata,
Gamochaeta americana, Bidens aristosa y Taraxacum officinale, familia
Caryophyllaceae con la especie Cerastium arvense, familia Convolvulaceae
con la especie Dichondra microcalyx, familia Cyperaceae con a especie
Rhynchospora colorata, familia Fabaceae con tres especies Trifolium
repens, Trifolium pratense y Trifolium dubium, familia Gramineae con la
especie Anthoxanthum aristatum, familia Iridaceae con la especie
Sisyrinchium bogotense , familia Labiatae con las especies Mentha viridis y
65
Menta piperita, familia Lythraceae con una especie Cuphea ciliata, familia
Oxalidaceae con las especies Oxalis corniculata, Oxalis violacea y Oxalis
frutescens, familia Poaceae con las especies Holcus lanatus,, Pennisetum
clandestinum, Paspalum dilatatum, Eleocharis dombeyana y Agrostis
muelleriana, familia Poligonaceae con Rumex acetosella y Poligonum
nepalense, familia Primulaceae con la especie Anagallis arvensis, familia
Ranunculaceae con las especies Ranunculus petiolaris y Ranunculus
millefoliatus, familia Rosaceae con las especies Alchemilla cf. Aplanoides y
Margyricarpus pinnatus, familia Rubiaceae con la especie Sherardia arvensis
y de la Umbelíferas con la especie Coriandrum sativum. (Figura 15).
Tabla 8. Listado de especies encontradas en la Microcuenca de Santa Helena.
FAMILIA NOMBREAPIACEAE Hydrocotyle leucocephala
ASTERACEAE Hypochaeris sessiliflora (Kunth)ASTERACEAE Hypochaeris radicata (L.)ASTERACEAE Gamochaeta americana (Mill.) WeddASTERACEAE Bidens aristosaASTERACEAE Taraxacum officinale (Weber)
CARYOPHYLLACEAE Cerastium arvense (L.)CONVOLVULACEAE Dichondra microcalyx (Hallier f.)
CYPERACEAE Rhynchospora colorataFABACEAE Trifolium repensFABACEAE Trifolium dubiumFABACEAE Trifolium pratense
GRAMINEAE Anthoxanthum aristatum (Boiss)IRIDACEAE Sisyrinchium bogotense (Kunth)LABIATAE Mentha viridis (L.)LABIATAE Menta piperita (L.)
LYTHRACEAE Cuphea ciliata (Ruiz & Pav.)OXALIDACEAE Oxalis corniculataOXALIDACEAE Oxalis violaceaOXALIDACEAE Oxalis frutescens
POACEAE Holcus lanatus (L.)POACEAE Pennisetum clandestinumPOACEAE Paspalum dilatatumPOACEAE Eleocharis dombeyana (Kunth)POACEAE Agrostis muelleriana
66
POLIGONACEAE Rumex acetosellaPOLIGONACEAE Poligonum nepalensePRIMULACEAE Anagallis arvensis (L.)
RANUNCULACEAE Ranunculus petiolarisRANUNCULACEAE Ranunculus millefoliatus (Vahl)
ROSACEAE Alchemilla cf. AplanoidesROSACEAE Margyricarpus pinnatus (Lam.) KuntzeRUBIACEAE Sherardia arvensis
UMBELÍFERAS Coriandrum sativum
Figura 15. Numero de especies encontradas por cada familia a la que pertenezca
1 1 1
2
1
2
5
312
11
3
11
25
1
APIACEAE UMBELÍFERAS RUBIACEAE ROSACEAE RANUNCULACEAE
PRIMULACEAE POLIGONACEAE POACEAE OXALIDACEAE LYTHRACEAE
LABIATAE IRIDACEAE GRAMINEAE FABACEAE CYPERACEAE
CONVOLVULACEAE CARYOPHYLLACEAE ASTERACEAE
67
6.2. Similitud entre unidades de muestreo y abundancia de las especies
ZONA UNO
Se alcanzo a observar un proceso sucesional inicial en los muestreos dos y tres,
en donde la mayoría de parcelas tuvo cambios en el tiempo. Las especies que
presentaron mayores coberturas fueron Ranunculus petiolaris, Dichondra
microcalyx, Trifolium repens y Rumex acetosella. No se encontró diferencia
significativa en los tratamientos y los controles (Figura 16).
Tan solo los tratamientos 1 y 3 en el muestreo 1, mostraron diferencias en su
composición florística con los demás tratamientos en todas las épocas de
muestreo. Estas diferencias se deben a que en la parcela 1 (control) aparecieron
dos especies nuevas a los tres meses de iniciado el experimento (Hypochaeris
radicata y Anthoxanthum aristatum) y a los seis meses nueve especies
(Sisyrinchium bogotense, Dichondra microcalyx, Trifolium pratense, Alchemilla cf.
aplanoides, Rumex acetosella, Rhynchospora colorata, Paspalum dilatatum y
Eleocharis dombeyana), es decir que de la condición inicial (seis especies) a la
condición final (17 especies) casi se triplicó el número de especies, lo cual indica
que en esta parcela a diferencia de las otras presentó algún grado de sucesión
(Figura 17).
En la parcela 7 (tratamiento 3) no se encontró un incremento significativo de
especies, pues de seis especies que existían inicialmente, se pasó a nueve
especies a los tres meses y a ocho en el tercer muestreo. En este caso las
diferencias fueron ocasionadas por la desaparición de las especies Hypochaeris
radicata y Mentha viridis y la aparición de las especies Pennisetum clandestinum,
Trifolium repens, Rumex acetosella y Rhynchospora colorata, después del
68
muestreo inicial, así como la aparición de la especie Ranunculus petiolaris a los
tres meses y su posterior desaparición a los seis meses.
El porcentaje de similaridad que determina grupos homogéneos de parcelas en
cuanto a la composición de especies fue del 50%, representado en la semejanza
en composición de especies de las parcelas T1M2P5 con T2M2P2 (P=0.048) y
T3M2P7 ((P=0.041), T1M1P5 CON T3M2P5 (P=0.04) y T3M1P8 con T3M2P7
entre otras (Figura 16 y tabla 9).
69
Tabla 9. Matriz de porcentaje de similitud entre unidades de muestreo de la zona 1
UM 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27
1:T1M1P1 100
2:T1M1P3 36 100
3:T1M1P5 60 53 100
4:T2M1P2 50 67 69 100
5:T2M1P4 55 60 75 92 100
6:T2M1P6 50 67 69 71 77 100
7:T3M1P7 20 36 46 29 31 50 100
8:T3M1P8 46 63 64 67 60 67 36 100
9:T3M1P9 55 50 75 53 57 64 42 60 100
10:T1M2P1 75 50 80 67 73 67 40 62 73 100
11:T1M2P3 36 100 53 67 60 67 36 63 50 50 100
12:T1M2P5 60 53 82 57 62 69 46 77 75 80 53 100
13:T2M2P2 43 59 60 86 79 63 25 69 47 57 59 50 100
14:T2M2P4 43 50 60 73 79 63 25 69 47 57 50 60 75 100
15:T2M2P6 46 77 67 69 75 83 46 64 62 64 77 67 60 60 100
16:T3M2P7 36 57 46 50 54 62 36 47 43 42 57 46 44 53 73 100
17:T3M2P8 43 50 60 73 79 63 25 69 47 57 50 60 75 100 60 53 100
18:T3M2P9 46 53 64 56 60 67 36 63 85 62 53 64 50 59 64 57 59 100
19:T1M3P1 35 58 42 61 56 53 21 50 40 47 58 42 63 55 50 44 55 50 100
20:T1M3P3 46 86 64 79 71 79 36 73 60 62 86 64 69 59 77 57 59 63 67 100
21:T1M3P5 55 50 91 64 69 64 42 60 69 73 50 75 56 67 62 54 67 71 47 60 100
22:T2M3P2 33 55 47 67 61 50 20 55 38 44 55 40 78 68 47 42 68 48 84 63 53 100
23:T2M3P4 43 50 60 73 79 63 25 69 47 57 50 60 75 100 60 53 100 59 55 59 67 68 100
24:T2M3P6 46 77 67 69 75 83 46 64 62 64 77 67 60 60 100 73 60 64 50 77 62 47 60 100
25:T3M3P7 40 50 50 43 46 54 40 50 46 46 50 50 38 47 64 89 47 62 39 50 58 37 47 64 100
26:T3M3P8 46 63 64 67 60 67 36 86 60 62 63 77 59 69 64 57 69 73 58 73 71 55 69 64 62 100
27:T3M3P9 46 53 64 56 60 67 36 63 85 62 53 64 50 59 64 57 59 100 50 63 71 48 59 64 62 73 1
70
Figura 16. Ordenamiento de parcelas en base a la abundancia de las especies para la zona 1
71
Pennisetum clandestinum presentó la mayor abundancia relativa en todas las
épocas de muestreo para todos los tratamientos (87.6 a 51.3%). En el control
esta especie diminuyó la cobertura en un 27.5%, en tanto que para la
siembra a un metro de distancia la cobertura tan solo descendió en un 4.1%
y en la plantación a 2 m de distancia entre arbustos se incremento en 0.9%
en el mismo periodo de tiempo. El descenso de Pennisetum clandestinum en
el control se ve compensado con un incremento del 26.4% de Hypochaeris
radicata y del 3.7% Holcus lanatus.
De otro lado, Trifolium repens fue la única especie importante, disminuyo su
cobertura continuamente en los tres tratamientos, con una perdida de
cobertura entre 2.1% (tratamiento 1m) y 6.7% (tratamiento 2m). Anthoxantum
aristatum incremento la cobertura en los tres primeros meses para todos los
tratamiento, especialmente para la plantación de 2m entre plantas (23.4%),
pero luego descendió en el tratamiento control y el tratamiento de 2m,
acercándose en todos al valor inicial de cobertura.
Contrario a esto Taraxacum officinale bajo su cobertura en los tres primeros
meses de muestreo hasta un valor 0.1% en todos los tratamientos, y luego
aumento hasta alcanzar el valor inicial en el control y el tratamiento de 1m,
mientras que en el tratamiento 2m solo se recuperó en cerca de la mitad de
la cobertura inicial, pero en todos los casos la cobertura siempre fue inferior o
igual al 5.1% (Figura 18).
72
0
20
40
60
80
100
1 2 3Muestreo
% d
e Co
bertu
ra
Control 1 m 2 m
Pennisetum clandestinum
0
5
10
15
20
1 2 3Muestreo
% d
e co
bertu
ra
Trifolium repens
0
2
4
6
8
1 2 3Muestreo
% d
e Co
bertu
ra
Hypochaeris radicata
0
10
20
30
1 2 3Muestreo
% d
e Co
bertu
ra
Anthoxanthum aristatum
0
10
20
30
1 2 3Muestreo
% d
e Co
bertu
ra
0.0
2.0
4.0
6.0
1 2 3
% d
e Co
bertu
ra
Muestreo Taraxacum officinale
Holcus lanatus
Figura 17. Cambio de abundancia de las especies en las tres densidades de plantación en la ZONA 1
73
Las especies Cerastium arvense, Holcus lanatus, Hypochaeris radicata,
Taraxacum officinale, Anthoxanthum aristatum y Trifolium repens se
encontraron en todas las parcelas, la especie Oxalis corniculata solamente
está ausente en la parcela 7 y la especie Rumex acetosella en la parcela 5
en todos los periodos. Rhynchospora colorata se muestra como una especie
pionera en el proceso de sucesión pues inicialmente no se encontraba en
ninguna de las parcelas y a los seis meses se encontraba en siete de las
nueve parcelas experimentales, adicionalmente se puede notar que una vez
que aparece se mantiene. Otra especie notable en el proceso de sucesión es
Rumex acetosella, que ya se encontraba en el 55% de las parcelas al
comenzar el estudio y al final está presente en el 88.9% de las parcelas.
Las especies Oxalis violacea, Trifolium pratense y Paspalum dilatatum
aparecen a los tres meses de iniciado el experimento en dos parcelas
(22.2%) y se mantienen hasta los seis meses, lo cual indica que estas
pueden ser especies acompañantes de las especies mencionadas con
anterioridad en las etapas serales iniciales de la sucesión en las parcelas
experimentales.
A excepción de las parcelas 1, en la cual se observó un aumento significativo
en la riqueza de especies, de la parcela 7, con aparición y desaparición de
algunas pocas especies y de la parcela 2, en la cual se pasó de 12 especies
en el estado inicial a 18 especies a los seis meses de muestreo, en las
demás parcelas la riqueza se mantuvo constante, pues tan solo aparecieron
o desaparecieron una o dos especies. Lo cual muestra que en seis meses la
sucesión vegetal no ha evolucionado, posiblemente porque en el momento
de iniciar el experimento el ecosistema se encontraba empezado la primera o
segunda etapa seral, lo que implica que necesita mayor tiempo para evaluar
el efecto de las plantaciones sobre la sucesión del bosque Bosque Seco
Montano Bajo.
74
ZONA 2
En esta zona las coberturas de Pennisetum clandestinum son un poco
menores que en la zona 1 (50.3 a 78.4%) y al igual que en ésta, el control la
cobertura decreció en forma importante en el tercer muestreo (17.8%), en
tanto que las parcelas con plantación se incremento la cobertura; 6.8% en
tratamiento 1m y 1.2% en el tratamiento 2m. Este decremento de
Pennisetum clandestinum en el control es compensado con el aumento de la
cobertura de Hypochaeris radicata (4.9%) y Taraxacum officinale (7.85%),
esta última especie incrementa su cobertura a los 9 meses.
Contrario a lo encontrado en la zona1, Holcus lanatus, aumenta su cobertura
a los seis meses y luego desciende a los 9 meses en todos los tratamiento,
pero se mantiene un poco por encima de la condición inicial. Antoxantum
Odoratum aumento su cobertura inicialmente en los dos tratamientos y a los
9 meses descendió su cobertura a valores inferiores a los que se
encontraron al comienzo del experimento. Finalmente Trifolium repens,
presentó cambios muy pequeños de cobertura a lo largo de todo el proceso.
Este efecto sucesional de las primeras etapas serales entre las dos especies
dominantes (Anthoxanthum aristatum y Rumex acetosella), se puede notar
claramente en la mayoría de las parcelas en las cuales alteran el grado de
dominancia en el tiempo; Rumex acetosella, al inicio y al final del
experimento y Anthoxanthum aristatum a los tres meses de muestreo. Esto
deja ver, que inicialmente la fertilización y la siembra modificaron el proceso
de sucesión, pero luego Rumex acetosella, retomo el dominio y la sucesión
siguió el curso que llevaba.
En la zona 2 tampoco se encontraron diferencias significativas en la
composición de especies de las parcelas, ni en la condición inicial y en el
75
muestreo final, en esta zona la similaridad entre los tratamientos y el tiempo
es mucho mayor que en la zona anterior. Para esta zona se encontró una
riqueza mayor (16 a 25 especies) que en la zona 1 (6 a 18 especies), lo que
indica una etapa seral más avanzada que en la zona uno. En el proceso
sucesional tan solo aparecieron cuatro especies que no se encontraban al
inicio del estudio, en las parcelas 1 y 2 a los seis meses aparecieron las
especies Trifolium dubium, Anagallis arvensis, Agrostis muelleriana y Bidens
aristosa y en la parcela tres en el mismo tiempo la especie Bidens aristosa
(Tabla 10).
El mayor número de incremento de especies se presentó en las parcelas 1 y
2, seguido por las parcelas 3, 4 y 6, en la parcela 5 desapareció la especie
Oxalis violacea en la segunda etapa de muestreo y en las demás parcelas
no hubo cambio de especies. Esto deja ver claramente que el tiempo
recorrido no fue suficiente para que evolucione la comunidad del Bosque
Seco Montano Bajo, y que la siembra de Baccharis latifolia y Duranta mutissi
no tiene ningún efecto sobre la composición de especies en el proceso de
sucesión de la comunidad en los seis primeros meses después de la
siembra.
Las especies Dichondra microcalyx, Hypochaeris radicata, Taraxacum
officinale), Pennisetum clandestinum, Trifolium repens y Oxalis corniculata se
encontraron en todas las parcelas, mientras que las especies Holcus lanatus,
Mentha viridis (Parcela 6), Trifolium pratense (parcela 4) y Rumex
acetosella (parcela 7) solamente están ausentes en una parcela y las
especies Ranunculus petiolaris (parcelas 1 y 5) y Coriandrum sativum
(parcelas 3 y 6) se encontraron ausentes en dos parcelas.
Las especies más raras en la comunidad son la especie Oxalis violacea, que
solo aparece en la parcela 5 en la etapa inicial, la especie Gamochaeta
76
americana de la parcela 4 en todos los tiempos de muestreo, las especies
Trifolium dubium y Anagallis arvensis que están en todos los tiempos en la
parcela 4 y a los seis meses en las parcelas 1 y 5 y finalmente la especie
Oxalis frutescens que solamente aparece en las parcelas 3 y 4.
En el 48% de las parcelas el porcentaje de similaridad entre las épocas de
muestreo fue del 100% (no hubo cambios de especies) y tan solo en el 7%
de las parcelas la similaridad entre muestreos fue de 89%. Estos valores
altos de similaridad dentro de cada parcela dejan ver claramente, de un lado,
que no existió cambio de comunidad seral y del otro que las diferentes
densidades siembra empleados no tiene ningún efecto sobre el proceso
sucesional, por lo menos en los primeros seis meses.
En la zona 2 tampoco hubo efecto de la densidad de siembra sobre la
abundancia de las especies pero si se incremento a los seis meses la
abundancia de las especies holcus lanatus, Anthoxanthum aristatum,
Trifolium repens y Oxalis corniculata. Además, se presentó un incremento
alto de la abundancia a los seis meses de iniciado el experimento en la
abundancia de las especies Cerastium arvense, Holcus lanatus y
Hydrocotyle leucocephala para las parcelas 1, 2 y 3 (Figura 19).
77
0
20
40
60
80
100
1 2 3Muestreo
% d
e C
ober
tura
Control 1 m 2 m
Pennisetum clandestinum
0
5
10
15
20
1 2 3Muestreo
% d
e co
bertu
ra
Trifolium repens
0
2
4
6
8
1 2 3Muestreo
% d
e Co
bertu
ra
Hypochaeris radicata
0
10
1 2 3Muestreo
% d
e Co
bertu
ra
Anthoxanthum aristatum
0
2
4
6
1 2 3Muestreo
% d
e C
ober
tura
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
1 2 3
% d
e Co
bertu
ra
Muestreo Taraxacum officinale
Holcus lanatus
Figura 18. Cambio de abundancia de las especies en las tres densidades de plantación ZONA 2
78
Tabla 10. Matriz de porcentaje de similitud entre unidades de muestreo de la zona 2.
UM 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27
1:T1M1P1 100
2:T1M1P3 77 100
3:T1M1P4 55 62 100
4:T2M1P2 82 83 72 100
5:T2M1P5 74 70 74 84 100
6:T2M1P6 73 80 54 80 72 100
7:T3M1P7 69 70 70 81 78 78 100
8:T3M1P8 72 68 77 84 81 76 92 100
9:T3M1P9 78 74 73 79 76 70 77 85 100
10:T1M2P1 100 77 55 82 74 73 69 72 78 100
11:T1M2P3 77 100 62 83 70 80 70 68 74 77 100
12:T1M2P4 55 62 100 72 74 54 70 77 73 55 62 100
13:T2M2P2 82 83 72 100 84 80 81 84 79 82 83 72 100
14:T2M2P5 76 72 76 86 98 74 80 83 78 76 72 76 86 100
15:T2M2P6 73 80 54 80 72 100 78 76 70 73 80 54 80 74 100
16:T3M2P7 69 70 70 81 78 78 100 92 77 69 70 70 81 80 78 100
17:T3M2P8 72 63 73 84 76 70 87 95 80 72 63 73 84 78 70 87 100
18:T3M2P9 78 74 73 79 76 70 77 85 100 78 74 73 79 78 70 77 80 100
19:T1M3P1 89 68 64 74 67 70 67 70 75 89 68 64 74 68 70 67 70 75 100
20:T1M3P3 74 97 61 81 68 83 68 67 72 74 97 61 81 70 83 68 62 72 72 100
21:T1M3P4 54 61 98 71 72 57 68 76 71 54 61 98 71 74 57 68 71 71 67 64 100
22:T2M3P2 74 76 78 92 78 77 78 81 77 74 76 78 92 79 77 78 81 77 85 78 81 100
23:T2M3P5 76 72 76 86 98 74 80 83 78 76 72 76 86 100 74 80 78 78 68 70 74 79 100
24:T2M3P6 71 78 57 78 70 97 81 79 74 71 78 57 78 72 97 81 74 74 74 81 61 80 72 100
25:T3M3P7 69 70 70 81 78 78 100 92 77 69 70 70 81 80 78 100 87 77 67 68 68 78 80 81 100
26:T3M3P8 72 68 77 84 81 76 92 100 85 72 68 77 84 83 76 92 95 85 70 67 76 81 83 79 92 100
27:T3M3P9 78 74 73 79 76 70 77 85 100 78 74 73 79 78 70 77 80 100 75 72 71 77 78 74 77 85 100
79
No se encontraron diferencias en el crecimiento de Baccharis bogotensis y
Xylosma speculiferum en ninguna de las variables estudiadas por efecto de
la densidad de siembra (p>0.05), de la misma manera en los seis primeros
meses no se presentó un incremento importante en la altura, la cobertura y el
DAP de Baccharis bogotensis (p>0.05), en tanto para Xylosma speculiferum
se encontraron diferencias en el crecimiento en los tres primeros meses
dentro de cada densidad de siembra para la altura y la cobertura (p≤0.01).
Tabla 10; Figuras 20 y 21.
En el 2002 Salinas & Guirado en su estudio de plantaciones con especies
nativas en la Península Ibérica para la restauración de una zona ripara
encontraron que se aumento la diversidad vegetal después de la plantación,
al igual que Parrota (1992) al estudiar la sucesión en una plantación con
árboles nativos en una zona degradada por pastoreo en un sitio costero en
Puerto Rico, se encontraron semillas de especies forestales en las parcelas
plantadas y eran ausentes en las zonas control, sugiriendo entonces un
papel importante de talas plantaciones en la aceleración de la regeneración
natural de especies nativas.
El uso apropiado de especies nativas para plantaciones puede desempeñar
un papel muy importante en la rehabilitación del ecosistema, un numero de
estudios recientes han demostrado que estas plantaciones con especies
nativas o exóticas adaptadas a las condiciones tensionantes características
en suelos degradados pueden invertir el proceso de degradación
estabilizando los suelos con el desarrollo extensivo de sus raíces (Lowry et
al. 1988), aumentan la materia orgánica, moderando el pH del mismo y la
mejora del estado de sus nutrientes (Parrota 1992).
80
Figura 19. Ordenamiento de parcelas en base a la abundancia de especies de la Zona 2
81
82
Figura 20. Agrupamiento de parcelas a partir del porcentaje de similaridad en por la composición de especies de la zona 2.
6.3. Crecimiento y mortalidad de especies de especies plantadas
ZONA 1
Tabla 11. Estadística descriptiva para crecimiento de Baccharis bogotensis y Xylosma speculiferum.
83
Figura 21. Comparación de crecimiento de Baccharis bogotensis con dos densidades de plantación.
84
Figura 22. Comparación de crecimiento de Xylosma spiculiferum con dos densidades de plantación.
Para Baccharis latifolia existen diferencias entre tratamientos y por efecto del
85
tiempo para la cobertura, pero las diferencias en el tiempo solo se
encontraron para la densidad de siembra de 2 m en los primeros tres meses
(p<0.01). En tanto que para el DAP solo se encontraron diferencias entre las
densidades de siembra.
Aunque en el análisis de varianza de dos vías la única variable que presentó
diferencias entre tratamientos para la Duranta mutissi fue el DAP (Tabla 12
y Figuras 24 y 25), La prueba de comparación múltiple de promedios de
Student-Newman-Keuls mostró que la cobertura de esta especie se
incremento a los seis meses. Es importante aclarar que para el tratamiento
de 1 m se presentó un incremento fuerte en el DAP a los seis meses, pero
aun así, el análisis de varianza y la prueba de comparación múltiple no
arrojan diferencias por efecto de tratamiento, lo cual se debe a que estas
diferencias altas en DAP entre los individuos que sobreviven a los seis
meses, ocasionadas por la muerte de individuos con valores intermedio de
DAP pequeño o por algunos individuos crecieron y otros no (Error
experimental), lo cual refleja claramente el valor alto del coeficiente de
variación para la densidad de siembra 1 m a los seis meses (CV=187%).
ZONA 2
86
Tabla 12. Estadística descriptiva para crecimiento de Baccharis latifolia y Duranta mutissi
87
Figura 23. Comparación de crecimiento de Baccharis latifolia con dos densidades de plantación
88
Figura 24. Comparación de crecimiento de Duranta mutissi con dos densidades de plantación
No se encontraron diferencias en la mortalidad entre las dos densidades de
siembra para ninguna de las especies. En este caso la mortalidad media fue
89
más baja Xylosma speculiferum (8.9%), seguida por Duranta mutissi (13.5%),
Baccharis latifolia (19%) y Baccharis bogotensis (41.3%). Tabla 13. En las
figuras 22 y 23 se representa la mortalidad de cada árbol en cada parcela.
Figura 25. Mortalidad media de las especies plantadas
0
20
40
60
80
100
B. bogotensis X. speculiferum B. latifolia D. mutissi
90
Tabla 13. Estadística descriptiva para la mortalidad de especies plantadas
91
Figura 25. Mortalidad de especies plantadas (Xylosma spiculiferum y Baccharis latifolia) en la zona uno
92
Figura 26. Mortalidad de especies plantadas (Baccharis latifolia y Duranta mutissi) en la zona Dos
93
7. DISCUSIONES
7.1.Composición y abundancia de vegetación
ZONA UNO
Carnus et al. 2004 y Holl 2002 sugieren que en pastizales se limita la
sucesión por la competencia entre especies nativas, gramíneas exóticas,
como también por suelos erosionados o deficientes.
La ausencia de la especie Mentha virides como se observo en la parcela 7
presente en el primer muestreo, permite inferir que esta especie se suma a la
dinámica vegetal en el bosque seco montano bajo (Grime 1989). El
incremento en los niveles de recursos, resultantes de la colonización de
especies vegetales tempranas, permite que aquellas especies competidoras
tolerantes a restricciones incrementen sus tasas de crecimiento y
paralelamente inhiban a las especies fácilmente vulnerables, como es el
caso de Pennisetum clandestinum y Trifolium repens, según Jaimes y
Sarmiento en el 2002. Poco después de un disturbio llegan al espacio abierto
propágalos de algunas especies vegetales, que poseen mejores mecanismos
de dispersión y mas altas de crecimiento, lo que les permite dominar durante
el inicio de la sucesión. Si los disturbios se producen con frecuencia, la
composición florística estará dominada por estas especies y la comunidad
permanecerá baja como se alcanzo a ver en el comienzo del muestro.
En cuanto a Penisetum clandestinum Mora (1999), menciona que es una
especie tardía y fuertemente competidora por que tiende a tener mayor
abundancia en algunas parcelas más que otras, lo cual se corroboró en este
estudio, pues esta especie presento abundancia alta hasta los seis meses de
muestreo en todas las parcelas.
Lo que sucedió con Taraxacum officinale que su abundancia aumento
obedece a que aquellas especies con mejores estrategias de competencia,
lograran finalmente incrementar su abundancia y en una nueva comunidad
convertirse en la especies de mayor éxito (Grime 1989), en pastizales donde
la herbáceas pueden crecer sin grandes alteraciones, existe una tendencia
bien establecida a que algunas de las plantas mayores se extiendan e
inhiban el crecimiento de la plantas vecinas mas pequeñas. A pesar de la
presencia, en tales condiciones de una gran reserva de recursos, el efecto de
la actividad de las plantas durante la estación de crecimiento es la de
producir zonas empobrecidas cada vez más grandes, las más conspicuas a
las cuales se deben efectos de iluminación (al extenderse el follaje hacia
arriba desde la superficie del terreno), los del agua y nutrientes minerales (al
extenderse hacia abajo, desde la superficie del terreno) con este tipo de
vegetación las tasas de mortalidad durante la estación de crecimiento y la
bajas tasas de reproducción son características de aquellas plantas que son
superadas por sus vecinas y quedan atrapadas en las zonas agotadas. Si el
crecimiento de las especies mayores continúa sin obstáculos, habrá un
proceso de eliminación que puede ocasionar que la vegetación tienda a
acercarse a un estado de monocultivo (Salina & Guirado. 2002, Taiz & Zeiger
1991).
Es importante tener en cuenta que cuando una parcela tiene un bajo número
de especies en todos los periodos de muestreo, la desaparición o aparición
de unas pocas especies entre muestreos sucesivos ocasiona diferencias
altas en la similaridad entre los tiempos de muestreo dentro de la parcela, lo
que no indica un grado de sucesión vegetal importante, pues en realidad no
han aparecido ni desaparecido un número considerable de especies.
95
ZONA DOS
En bordes de caminos y en hábitats disturbados (áreas suburbanas),
gramíneas tales como Holcus lanatus frecuentemente se reproducen por
semillas, mientras que en céspedes y pastizales vecinos la misma especie
puede depender casi exclusivamente de las formas vegetativas, esta especie
se caracteriza también por tener bancos persistentes de semillas. Grime
(1989) señala que Holcus lanatus y Trifolium repens se conocen como
especies competitivas por que se presentan como plántulas o pequeñas
plantas en la etapa inicial de la colonización, pero van aumentando en forma
acrecentada, la mayoría de estas especies desarrollan estolones o rizomas
muy resistentes y muestran gran capacidad para la rápida propagación como
lo demostraron en el estudio
Las poblaciones de Hypochaeris radicata y Taraxacum officinale en
pastizales templados, proporcionan una evidencia notable de que la
producción de numerosas semillas dispersadas por el viento continua siendo
una estrategia alternativa viable (Grime 1989).
Moreno & Mora (1994), en un estudio de sucesión en el páramo, encontraron
que Rumex acetosella y Anthoxanthum sp eran especies que aparecían en
parcelas en los primeros años de sucesión, luego en el segundo año de
sucesión disminuye la cobertura de Rumex acetosella, y aparecen como
especies dominantes agrostis sp y Anthoxanthum sp durante el segundo y
tercer año, En este estudio estas tres especies presentan abundancias
importantes pero aparece como dominante el Pennisetum clandestinum,
especie que no se encuentra en el Páramo.
Matteucci & Colma (1982) indican que al incrementarse la riqueza en una
96
comunidad, las especies disminuyen en abundancia.
Anthoxanthum aristatum y Trifolium repens aparecen como especies
subdominantes en las parcelas con plantaciones, esto muestra que la
plantación puede estar acelerando el proceso de sucesión, ya que
Anthoxanthum aristatum aparece en terrenos despejados inicialmente como
especie dominante y holcus lanatus en las primeras etapas serales con
coberturas inferiores al 10% (Moreno & Mora 1994).
Ranunculus petiolaris es una hierba perenne que se propaga por medio de
fragmentos de rizomas o estolones y pueden a veces quedarse en forma
latente por determinado tiempo dependiendo de los recursos en donde este.
Esta segunda cualidad se pudo observar claramente en este experimento,
pues el efecto de la fertilización, promovió no solo, la aparición de R.
petiolaris, en muchas parcelas que no se encontraba, si no que también ésta
incremento su abundancia con el paso del tiempo.
Cleef (1981) afirma que Anthoxanthum aristatum y Rumex acetosella son
especies invasoras que aparecen como el resultado de impactos adversos
sobre la tierra, los datos publicados por Jaimes & Sarmiento (2002) señalan
que a los diez y a los tres años de su experimento los mayores porcentajes
de cobertura lo aportaban Anthoxanthum sp y Agrostis sp y que después de
unos años más sigue siendo Anthoxanthum sp importante en la cobertura
vegetal, Anthoxantum según Grime (1989) mantiene vástagos verdes
durante todo el año y produce también un aumento bien definido en el peso
de los brotes, lo cual coincide, según el ambiente, con su floración ayudando
a que aumente en abundancia.
Jaimes & Sarmiento (2002) encuentran también algunas especies
colonizadoras como Alchemilla sp y Hypochaeris radicata, pero a diferencia
97
de Cleef dicen que Rumex acetosella es la principal especie pionera y
permanece como especie dominante.
Hypochaeris radicata en el estudio de Mora (1999) además de aparecer
como una especie pionera, persiste e incrementa su abundancia bajo las
condiciones ofrecidas; en el trabajo de Jaimes y Sarmiento (2002) en el
páramo encontraron que esta especie no es pionera, pero aparece a los tres
años y persistió incluso hasta los 15 años, Grime (1989) dice que esta
especie tiene una raíz pivotante con la que puede alcanzar mayores
profundidades y por tanto incrementar las posibilidades en la obtención del
recurso hídrico y nutricional, las estrategias reproductivas tienen una
tendencia a iniciar la floración muy poco tiempo después del
reestablecimiento de la plántula, junto a la producción de semillas, por lo que
esta estrategia de regeneración por brotes a partir de yemas situadas cerca
de la parte superior de la raíz principal es muy efectiva. Lo interesante en
este trabajo es que esta especie desaparece en la parcela 7, Fenner (1978)
para Hypochaeris radicata halló que su germinación se inhibía cuando se
filtraba la luz a través de un denso follaje, Esto indica que por un retardo
temporal de la germinación, optimiza la sincronización de la germinación al
reaccionar frente a cambios estaciónales en el follaje de la plantas
establecidas.
Los disturbios del suelo mostraron estar asociados con el decline en la
riqueza de las especies, incrementan la colonización de oportunistas y
disminuye competidores. En particular abre espacios para la colonización y
establecimiento de semillas (McIntyre et al. 1995).
Las hierbas rastreras alcanzan el mayor dominio sobre el resto de formas.
Las condiciones del lugar, permiten incrementar las posibilidades de uniones
entre las plantas madres. De otro lado, el aumento de especies nativas y la
98
baja invasibilidad por especies exóticas, han sido observados en diversos
pastizales pastoreados con una larga historia de herbivoría o con presiones
de selección similares o convergentes con el pastoreo (Bregaglio et al. 2002)
Además, el crecimiento de una alta diversidad de especies nativas podría
significar una capacidad de respuesta del ecosistema frente a cambios
ambientales o perturbaciones (Chapin et al., 2000), tal como sucedió en una
de las parcelas en donde el numero de especies se triplicó, seguramente por
el efecto de la fertilización y el sombrío.
En un estudio de sucesión vegetal, de Bregaglio et al. (2002), encontraron
dominancia de Alchemila pinnata, y se presencia en todos las parcelas de
muestreo las especies Rumex accetosella y Taraxacum officinale En el
estudio de Pucheta et al., en el 2004, fue dominante Alchemila sp.. En esta
investigación la especie Rumex accetosella comenzó en un 55% de las
parcelas y luego se presentó en el 88% de las parcelas, lo que corrobora aun
que la sucesión se encuentra en el estado seral en que esta especie es la
dominante.
En el estudio de sucesión vegetal de la cuenca Alta del río Teusaca, el
crecimiento de especies como Anthoxanthum sp Y Holcus lanatus evidencian
suelos con drenajes intermedios. La alternativa hacia la cual se incline la
balanza depende de capacidad de las especies pioneras de transformar el
microclima, fundamentalmente en cuanto a la inestabilidad del sustrato.
Cuando la capacidad de transformación del microclima supera la
inestabilidad del sustrato se produce el progreso sucesional (Zea 1995). En
general la asimilación fotosintética en las hierbas a medida que pasa el
tiempo decrece rápidamente en sombra (Fenner 1978).
99
La especie de Rhynchospora (Cyperaceae) se mostró como especie pionera,
ésta pertenece a un género cosmopolita, de aproximadamente 250 especies,
distribuido en las regiones tropicales y templadas del mundo, con una mayor
concentración de especies en el continente americano. El género fue tratado
taxonómicamente en forma exhaustiva por Kükenthal (1949, 1950-1951), y
parcialmente por Fernald (1918); Gale (1944); Barros (1945, 1947, 1960);
Raynal (1971); Koyama, (1972); Guaglianone (1979, 1996); Thomas (1984,
1992, 1994); Gómez-Laurito (1989); Moore, (1997) entre otros concuerdan
en que este genero es fácilmente adaptable a sitios degradados
(Guaglianone 2001)
El aumento de la riqueza que se presento para las dos zonas puede estar
influenciado por cambios producidos en las condiciones del suelo como
cambios de microclimas y por procesos de dispersión de semillas gracias a la
plantación de especies leñosas.
Un grupo de especies se vio favorecido en el trabajo de Armesto & Pickett
(1985) y después de un buen tiempo en las parcelas Trifolium repens.
Aumentó su crecimiento y abundancia, contrario a lo encontrado en este
trabajo, en donde T. repens disminuyó su abundancia cerca de un 50% a los
seis meses de muestreo.
Las diferencias en la riqueza de especies pueden ser interpretadas en
términos de la Hipótesis de disturbio inmediato. Las conclusiones de este
estudio se pueden interpretar en el contexto general de los disturbios
naturales la intensidad es importante efecto en el riqueza de especies.
100
7.2. Crecimiento y mortalidad de especies de especies plantadas
Por ejemplo Guaruguata et al. 1995 encontraron en Costa Rica que ciertas
especies favorecían la invasión de árboles, mientras que otras creaban un
sotobosque conducente a la colonización por especies arbóreas. De esta
forma, las variaciones posibles para manipular el tipo de dosel de acuerdo
con la especie de árbol plantada son altas, en particular si se utilizan
especies nativas al ecosistema. Otra ventaja de las plantaciones mixtas es
que la severidad de los daños no es tan alta.
En un estudio realizado en Brazil se encontró que estas plantaciones ayudan
al establecimiento de semillas arbóreas, además que proveen mayor
cantidad de nutrientes al suelo (Viera et al. 1994, Connell & Statyer 1977).
Estos estudios han demostrado que las plantaciones tienen un papel
acelerador de la sucesión (siempre y cuando halla fuentes semilleras cerca)
(Duncan & Chapman 2003).
8. CONCLUSIONES
En el tiempo en el que se evaluó el efecto de la distancia de la plantación no
presento significancia por lo que se debe hacer un seguimiento mas largo.
El tiempo de sembrado tiene importancia en algunos sistemas por eso se
deducen las diferentes repuestas observadas. El tiempo de disturbio es de
gran importancia para los requerimientos de germinación en muchas de las
especies. El tamaño del área de disturbio puede interactuar con la intensidad
de determinar la respuesta de la especie como también los patrones de
riqueza, es necesario evaluar correctamente la importancia del disturbio para
mantener la riqueza de las especies de la comunidad vegetal.
101
Las especies con mayor frecuencia y mayor cobertura, de acuerdo con los
análisis evidencio que la sucesión ha estado influenciada durante todo el
experimento por gramíneas; que se comportaron de forma dominante.
La exclusión del tensionante no solamente implica una recuperación de la
fertilidad del suelo sino que también conlleva una serie de beneficios para la
estabilidad de un mosaico de etapas sucesionales que favorecen la
regeneración y aumentan la diversidad, como se observo en este trabajo se
presento un aumento de riqueza en la mayoría de las parcelas.
En cuanto a las plantas se refiere en general las especies dominantes
iniciales ejercen un efecto sobre sus vecinas en diversas etapas de sus
ciclos de vida ya sea por competencia de nutrientes, de luz, agua etc.
La flora de esta zona es particularmente vulnerable a las drásticas influencias
humanas, las cuales reducen la conectividad del hábitat, transformando
sustancialmente el paisaje.
Los cambios en la composición de las especies se deben principalmente al
pastoreo, ya que este tipo de disturbio permitió la entrada de especies
foráneas al ecosistema, como se evidencia en el trabajo.
La especies que se encontraron en este estudio demuestran una sucesión
temprana, esto se deduce del predominio del estrato rasante, la riqueza mas
alta esta representada por pastizales.
102
9. RECOMENDACIONES
Para hacer un uso exitoso de las especies nativas de cada región en
programas de restauración ecológica y reforestación es indispensable
profundizar nuestro conocimiento sobre la biología, la ecología, la
propagación y el manejo de las especies disponibles, a fin de posibilitar la
domesticación de dichas especies y desarrollar técnicas eficientes de
propagación, e incluso llegar a mejorar por selección sexual, clonal o
ingeniería genética algunas de sus características mas valiosas. Es
importante también tomar en consideración la utilidad de las especies para la
población local, ya que ello redundará en una mejor conservación de las
zonas restauradas. Por lo que se debe considerar realizar más experiencias
pilotos de especies en esta zona.
Se sugiere también realizar monitoreos a largo plazo para poder evidenciar el
efecto de las plantaciones y de las distancias de plantación, dificultad que se
presenta en este trabajo dado que todo se observo en una primera etapa, lo
ideal es que se analice a largo plazo para poder observar su comportamiento
final.
Realizar estudios acerca de especies características, pioneras y
colonizadoras para entender más el comportamiento y su papel en el
desarrollo del ecosistema.
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ÍNDICE DE CONTENIDO
1. INTRODUCCIÓN 192. MARCO TEÓRICO 202.1. Transformación de las coberturas vegetales 20
2.2. Disturbio ....................................................................................................... 21
2.3. Disturbio por pastoreo y sus principales causas ......................................... 22
2.4.Restauración ecológica y Sucesión Vegetal ................................................ 24
2.4.1.Sucesión primaria y Secundaria.................................................................. 28
2.4.2. Estrategias regenerativas y dinámica de la vegetación ................ 29 2.4.3. Banco de Semillas 29
2.4.4.La restauración del bosque en pastizales abandonados............................. 30
2.5.Corredores Riparios....................................................................................... 31
2.5.1. Vegetación dentro del corredor 33 2.6.Fisonomía y generalidades de especies plantadas ....................................... 34
2.6.1.Baccharis latifolia (ASTERACEAE).................................................................................. 342.6.2.Duranta mutisii (VERBENACEAE).................................................................................... 342.6.3.Xylosma spiculiferum (FLACOURTIACEAE)................................................................... 352.6.4.Baccharis bogotensis (ASTERACEAE)..............................................................................36
2.7.Conceptos y Generalidades de Cuencas y Microcuencas Hidrográficas....... 37
3. FORMULACIÓN DEL PROBLEMA Y JUSTIFICACIÓN 383.1. Pregunta de Investigación............................................................................. 41
3.2. Hipótesis ...................................................................................................... 41
4. OBJETIVOS 414.1. Objetivo General ......................................................................................... 41
4.2. Objetivos Específicos.................................................................................... 42
5. MATERIALES Y MÉTODOS 425..1 Área de estudio 42 5..2 Métodos 46 5.2.1. Fase de campo 46
5.2.1.Diseño experimental............................................................................................................. 485.2.2. Análisis de Datos................................................................................................................. 64
6. RESULTADOS 65
115
6.1. Especies encontradas en la Microcuenca de Santa Helena.......................... 65
6.2. Similitud entre unidades de muestreo y abundancia de las especies............68
6.3. Crecimiento y mortalidad de especies de especies plantadas...................... 84
7. DISCUSIONES 957.1.Composición y abundancia de vegetación .................................................... 95
7.2. Crecimiento y mortalidad de especies de especies plantadas.................... 102
8. CONCLUSIONES 1029. RECOMENDACIONES 10410. REFERENCIAS 104
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1. Localización de la microcuenca Santa Helena 45Figura 2. Delimitación de parcelas y sitios de siembra en la Zona Uno.47Figura 3. Delimitación de parcelas y sitios de siembra en la Zona Dos.47Figura 4. Ubicación de parcelas en la Zona Uno 49
116
Figura 5. Ubicación de subparcelas en la Zona Uno. 51Figura 6. Labores de siembra en Zona Uno. a. Ahoyados b. Aplicación de Abono 52Figura 7. Individuos ubicados en las parcelas para la Zona Uno........... 54Figura 8. Ubicación de parcelas en zona Dos 55Figura 9. Ubicación de subparcelas en la Zona Dos 57Figura 10. Ahoyado al tresbolillo 58Figura 11. Labores de siembra en Zona Dos a) y b). Ahoyado...............60Figura 12. Tratamiento de siembra al tresbolillo con distancias a) 1 m de distancia de siembra b) 2 m de distancia de siembra 61Figura 13. Individuos ubicados en las parcelas para la Zona Dos..........62Figura 14. Cuadrantes para la toma de datos 63Figura 15. Numero de especies encontradas por cada familia a la que pertenezca 67Figura 16. Ordenamiento de parcelas en base a la abundancia de las especies para la zona 1 71Figura 17. Cambio de abundancia de las especies en las tres densidades de plantación en la ZONA 1 73Figura 18. Cambio de abundancia de las especies en las tres densidades de plantación ZONA 2 78Figura 19. Ordenamiento de parcelas en base a la abundancia de especies de la Zona 2 81Figura 20. Agrupamiento de parcelas a partir del porcentaje de similaridad en por la composición de especies de la zona 2. 83Figura 21. Comparación de crecimiento de Baccharis bogotensis con dos densidades de plantación. 85Figura 22. Comparación de crecimiento de Xylosma spiculiferum con dos densidades de plantación. 86Figura 23. Comparación de crecimiento de Baccharis latifolia con dos densidades de plantación 89Figura 24. Comparación de crecimiento de Duranta mutissi con dos densidades de plantación 90Figura 25. Mortalidad de especies plantadas (Xylosma spiculiferum y Baccharis latifolia) en la zona uno 93
117
Figura 26. Mortalidad de especies plantadas (Baccharis latifolia y Duranta mutissi) en la zona Dos 94
ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 1. Formato para la toma de datos de especies plantadas............. 48Tabla 2. Número de Individuos por parcela para el tratamiento de siembra de 1m de distancia en la Zona Uno. 50Tabla 3. Número de Individuos por parcela para el tratamiento de siembra de 2 m de distancia en la Zona Uno. 50Tabla 4. Listado de los componentes del abono orgánico (compost) aplicado en la plantaciones 52Tabla 5. Número de Individuos por parcela para el tratamiento de siembra de 1 m de distancia en la Zona Dos. 56
118
Tabla 6. Número de Individuos por parcela para el tratamiento de siembra de 2m de distancia en la Zona Dos 56Tabla 7. Formato para toma de datos en las Subparcelas 64Tabla 8. Listado de especies encontradas en la Microcuenca de Santa Helena. 66Tabla 9. Matriz de porcentaje de similitud entre unidades de muestreo de la zona 1 70Tabla 10. Matriz de porcentaje de similitud entre unidades de muestreo de la zona 2. 79Tabla 11. Estadística descriptiva para crecimiento de Baccharis bogotensis y Xylosma speculiferum. 84Tabla 12. Estadística descriptiva para crecimiento de Baccharis latifolia y Duranta mutissi 88Tabla 13. Estadística descriptiva para la mortalidad de especies plantadas 92
119