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Introducción
El matorral espinoso tamaulipeco (MET) cubre una superficie de 200 000 km2 del noreste de México y del sur de Texas, de la Llera de Canales y los límites sureños de la Sierra Azul en Tamaulipas (González-Medrano 2003), al altiplano Edwards en Texas (Diamond et al. 1987) y de las faldas de la Sierra Madre Oriental hasta la costa del Golfo de México. Esta comunidad vegetal es muy diversa en especies arbóreas, arbustivas y subarbustivas, aunado a esto es de gran importancia en la economía del noreste de México (Alanís et al. 2013). Dentro de la utilidad que se les ha dado a las especies presentes en este ecosistema, destacan la obtención de productos de construcción de cercas, extracción de leña, producción de carbón, entre otras, pero la principal es el uso de sus superficies para establecer áreas de cultivo y pastoreo (Alanís et al. 2013). Aunado a estas prácticas se le suman actividades productivas como la minería, extracción de especies como Euphorbia antisyphylitica (candelilla), Organum vulgare (orégano), Agave lechuguilla (lechuguilla), Prosopis laevigata (mezquite), entre otras (Palacios et al. 2009). En conjunto, estos factores han provocado que la superficie de los matorrales se vea disminuida y se altere su composición y estructura original (CONABIO 2022).
Los ecosistemas tienen capacidad de respuesta a los cambios que se puedan presentar en él; cuando se requiere acelerar los tiempos de recuperación o bien cuando los procesos de degradación son tales que la revegetación natural no parece viable, se recurre a la restauración ecológica, la cual es el proceso que ayuda a la recuperación de un ecosistema que ha sido degradado, dañado o destruido (SER 2004, Silva et al. 2021). La práctica más común para lograr este propósito, es la reforestación con especies arbóreas y arbustivas nativas (Hopper et al. 2002). Con las prácticas de restauración ecológica, se espera que el ecosistema logre recuperar las condiciones óptimas para que se pueda dar la regeneración natural, la cual, es la base para el crecimiento y continuidad de las especies, por lo cual, dentro del ciclo de las plantas es uno de los procesos más importantes (Nathan y Muller-Landau 2000, Wang y Smith 2002). Para que se dé la regeneración natural, deben presentarse ciertas condiciones: existencia de bancos de semilla, dispersión y depredación de semillas, emergencia y depredación de plántulas, y competencia entre ellas (Díaz y Armesto 2007). Se han realizado esfuerzos por reforestar el matorral espinoso tamaulipeco, pero faltan estudios que midan el éxito de estas actividades; por ello la importancia de este estudio, en el cual, se tiene como objetivo evaluar la estructura y diversidad de la regeneración natural y el arbolado establecido en un área con tratamiento de restauración ecológica en el matorral espinoso tamaulipeco del Noreste de México.
Materiales y métodos
Área de estudio
La presente investigación se desarrolló en el municipio de Pesquería, Nuevo León (Noreste de México). Las coordenadas de ubicación son 25◦ 45’ 17.78” de latitud norte y 99◦ 58’ 01.40” de longitud oeste. Según la clasificación de Köppen (García 1964), el clima predominante es muy seco semicálido (BWhw), con temperatura media anual entre los 20 y 21◦C. Los tipos de suelos presentes en su mayoría son xerosol, castañozem, feozem, regosol y en su minoría, fluvisol, vertisol y rendzina. La precipitación media anual es de 550 mm, una altitud de 330 msnm. La comunidad vegetal circundante está conformada principalmente por matorral espinoso tamaulipeco con vegetación secundaria arbustiva.
En el año 2013 se realizó el proyecto de restauración. El área restaurada se delimitó con un cercado perimetral para evitar el ingreso del ganado y personal ajeno al proyecto. Con maquinaria agrícola se removió la vegetación existente, que consistía predominantemente en la especie exótica pasto buffel (Cenchrus ciliaris). La reforestación se realizó en abril de 2013 con especies nativas con buen vigor reproducidas en viveros de la localidad. Los organismos plantados presentaban una altura total de 0.30-0.45 m y diámetro basal de 0.5-1.5 cm. Dicha plantación se realizó a tres bolillo con una distancia de 1.5 m entre individuos y líneas teniendo una densidad de plantación de 992 N ha−1. Para la remoción del suelo en las áreas donde se ubicarían las plántulas se utilizó maquinaria agrícola (barrenador).
Ya removido el suelo se realizaron cepas de 40 cm de profundidad por 30 cm de diámetro, donde se aplicó hidrogel (20 g) y enraizador (se diluyó 20 kg en 10 000 L de agua y se aplicó 20 L) en cada una. Posteriormente se procedió a la plantación de los individuos. Para retener el agua del riego y de las precipitaciones se les realizó un cajete de 1 m2 de diámetro a cada plántula. Para darles soporte a las plántulas se colocaron tutores de madera y se aplicó el primer riego. En los primeros dos años se realizó sustitución de planta muerta. En el área se realizó mantenimiento de herbáceas periódicamente desde 2013 y hasta 2016 (Alanís et al. 2016).
Trabajo en campo
A seis años de haberse realizado la plantación, en el invierno de 2018, se evaluó la comunidad vegetal del matorral espinoso tamaulipeco plantada (comunidad de porte alto, ≥ 3 cm de diámetro basal) y aquella regenerada bajo el dosel (regeneración, < 3 cm de diámetro basal). Para la primera, se establecieron 10 sitios de muestreo aleatoriamente de 10 x 20 m (200 m2); mientras que, para la segunda, se coloraron 50 sitios de muestreo, cinco en cada sitio de muestreo, ubicados en los cuatro vértices y uno en el centro de 1 x1 m (1 m2) en donde se evaluaron los árboles y arbustos provenientes de la regeneración del sitio. A todos los ejemplares se les midió la altura total (h), diámetro basal (d 0.10 ) y de diámetro de copa (k). La identificación de las especies se hizo mediante el manual de Molina-Guerra et al. (2019).
Para determinar la diversidad alfa se utilizaron dos índices, el de Margalef (D Mg ) que está basado en la cuantificación del número de especies presentes (riqueza específica) y el de Shannon (H’), el cual está basado en la estructura numérica de la comunidad, es decir, en la distribución proporcional de la abundancia de cada especie (Moreno 2001). Las formulas se describen a continuación:
Donde: S = número de especies presentes; N = número total de individuos; ni = número de individuos de la especie i. Para cada especie, se determinó su abundancia de acuerdo con el número de individuos, su dominancia en función a la cobertura de copa y su frecuencia con base en su presencia en las parcelas de muestreo. Estos resultados fueron utilizados para obtener un valor ponderado a nivel de taxón denominado Índice de Valor de Importancia (IVI), el cual adquiere valores porcentuales en una escala del 0 al 100 (Müeller-Dombois y Ellenberg 1974). Para la estimación de la abundancia relativa (ARi) de cada especie se empleó la siguiente fórmula:
Donde: A i = abundancia absoluta. La dominancia relativa (DR i ) se evaluó mediante la fórmula:
Donde: Di = dominancia absoluta.
La frecuencia relativa (FR i ) se obtuvo con la siguiente fórmula:
Donde: F i = frecuencia absoluta, calculada con base en el cociente P i /NS, donde P i = número de sitios en los que está presente la especie i, y NS = número total de sitios de muestreo. Por otro lado, el IVI se calculó con base en la siguiente fórmula (Whittaker 1972, Moreno 2001):
Donde: AR i = abundancia relativa de la especie i respecto a la abundancia total, DR i = dominancia relativa de la especie i respecto a la dominancia total, y FR i = frecuencia relativa de la especie i respecto a la frecuencia total.
Resultados y discusión
Se encontraron cinco familias, 10 géneros y 10 especies (Tabla 1). La familia Fabaceae fue la más común con cuatro géneros. De las 10 especies, seis son arbóreas y cuatro arbustivas. La presencia de la familia Fabaceae en esta área después de tener uso pecuario coincide con los resultados presentados por Estrada et al. (2004) y Jiménez et al. (2009), quienes mencionan que después de que se presenta algún disturbio antropogénico, el suelo registra baja disponibilidad de nitrógeno, lo que beneficia el establecimiento de leguminosas. A pesar de que las leguminosas registradas fueron plantadas, son especies de la región y las condiciones del sitio después del cese de la actividad antropogénica propiciaron el buen establecimiento de estas.
Tabla 1 Familia, nombre científico, nombre común y forma de vida de las especies registradas en el estudio. La comunidad de porte alto (≥ 3 cm de diámetro basal) representa a los árboles y arbustos que forman parte de la estructura del dosel. La regeneración (< 3 cm de diámetro basal) corresponde a la comunidad de plántulas regeneradas bajo el dosel a los 6 años de iniciada la plantación.
| Familia | Nombre científico | Nombre común | Forma de vida | Presencia | |
| Comunidad de porte alto | Regeneración | ||||
| Asteraceae | Baccharis salicifolia* (Ruiz & Pav.) Pers. | Jarilla | Arbustiva | √ | √ |
| Asteraceae | Gymnosperma glutinosum* (spreng.) Less | Escobilla | Arbustiva | √ | |
| Boraginaceae | Cordia boissieri A. DC. | Anacahuita | Arbórea | √ | |
| Boraginaceae | Ehretia anacua* (Terán & Berland.) I.M. Johnst. | Anacua | Arbórea | √ | √ |
| Cannabaceae | Celtis pallida Torr. | Granjeno | Arbustiva | √ | |
| Fabaceae | Ebenopsis ebano (Berland.) Barneby & J.W. Grimes | Ébano | Arbórea | √ | |
| Fabaceae | Parkinsonia aculeata L. | Retama | Arbórea | √ | |
| Fabaceae | Prosopis glandulosa Torr. | Mezquite | Arbórea | √ | |
| Fabaceae | Vachellia farnesiana (L.) Willd. | Huizache | Arbórea | √ | √ |
| Scrophulariaceae | Leucophyllum frutescens (Berland.) I.M. Johnst. | Cenizo | Arbustiva | √ | √ |
*Especies no plantadas en 2013.
La especie Vachellia farnesiana fue la que presentó el mayor valor de IVI en el área restaurada como en el área de regeneración. En la comunidad vegetal de porte alto se registraron ocho especies mientras que en la regeneración fueron seis. Tres de las cuales fueron Baccharis salicifolia, Ehretia anacua y Gymnosperma glutinosum no fueron utilizadas en la plantación. Estas especies fueron las que presentaron el menor valor de IVI dado a su baja densidad en el área. B. salicifolia así como G. glutinosum son arbustos que se encuentran en sitios perturbados y son considerados como malezas. El establecimiento de estas especies responde a procesos ecológicos como el banco de semillas y la dispersión de semillas que son primordiales para que se logre el establecimiento de especies pioneras en lugares con disturbio (Guariaguata y Ostertag 2002, Álvarez- Aquino et al. 2005). Estas especies poseen una alta plasticidad fenotípica lo que les permite adaptarse en cuanto a su tamaño y forma dependiendo de las condiciones ambientales donde se encuentren (Solís et al. 2016).
En relación a la diversidad, el índice de Margalef calculado para la comunidad plantada fue de 1.76, mientras que su índice de Shannon fue de 1.63; para la regeneración fueron de 1.91 y 0.21, respectivamente. Los valores del índice de Marglaef indican baja diversidad, dado que otros autores han repor tado valores entre 2.17 y 3.16 para el índice de Margalef (Jiménez et al. 2009, Alanís-Rodríguez et al. 2019) y de 1.94 a 3.02 para el índice de Shannon (Canizales-Velázquez et al. 2009, Mora et al. 2013). Esto podría deberse a que se trata de un área reforestada donde el número de especies fue controlado durante la plantación.
El área de copa registrada en la comunidad de porte alto fue de 7 069.21 m2 ha−1 (Tabla 2), siendo Vachellia farnesiana la que domina con 2 583.35 m2 ha−1; mientras que la regeneración presentó 56.84 m2 ha−1, siendo Leucophyllum frutescens la que aporta 26.34 m2 ha−1. En cuanto a la abundancia, tanto en la comunidad de porte alto como en la regeneración, la especie más abundante fue V. farnesiana que sobresale del resto de las especies con una abundancia relativa de 25.1% en plantación y de 89.30% en la regeneración. Mientras que V. farnesiana registró una frecuencia relativa de 38.1% en el área de regeneración seguida de L. frutescens con 33.3%. El área regenerada presenta valores de densidad cercanos a los registrados por Jiménez et al. (2012), quienes evaluaron un matorral regenerado con historial agrícola y reportaron 2 370 N ha−1, que son superiores a los 1 763 N ha−1 reportados por Jiménez et al. (2013) para una comunidad con historial pecuario. Mientras que V. farnesiana destaca por la alta abundancia que presenta en el área; aportando el 89.30% de la abundancia total.
Tabla 2 Valores absolutos y relativos de abundancia (N ha-1), área de copa (m2 ha-1), dominancia, frecuencia e Índice de valor de importancia (IVI). Las especies están ordenadas de acuerdo al IVI.
| Especies | N ha−1 | ARi | m2 ha−1 | DRi | F | FRi | IVI |
| Vachellia farnesiana | 225 | 25.14 | 2,583.35 | 36.54 | 100 | 16.67 | 26.12 |
| Cordia boissieri | 175 | 19.55 | 1,220.77 | 17.27 | 100 | 16.67 | 17.83 |
| Leucophilum frutescens | 165 | 18.44 | 690.75 | 9.77 | 100 | 16.67 | 14.96 |
| Prosopis glandulosa | 145 | 16.20 | 810.98 | 11.47 | 100 | 16.67 | 14.78 |
| Parkinsonia aculeata | 80 | 8.94 | 1,400.37 | 19.81 | 80 | 13.33 | 14.03 |
| Ebenopsis ebano | 75 | 8.38 | 277.48 | 3.93 | 90 | 15.00 | 9.10 |
| Baccharis salicifolia | 20 | 2.23 | 71.88 | 1.02 | 20 | 3.33 | 2.19 |
| Ehretia anacua | 10 | 1.12 | 13.64 | 0.19 | 10 | 1.67 | 0.99 |
| Sumatoria plantación | 895 | 100 | 7069.21 | 100 | 510 | 100 | 100 |
| Vachellia farnesiana | 1835 | 89.29 | 1.82 | 3.20 | 80 | 38.09 | 43.52 |
| Leucophyllum frutescens | 90 | 4.38 | 26.34 | 46.34 | 70 | 33.30 | 28.01 |
| Celtis pallida | 10 | 0.49 | 16.03 | 28.20 | 10 | 4.76 | 11.14 |
| Ehretia anacua | 55 | 2.68 | 5.49 | 9.65 | 20 | 9.52 | 7.28 |
| Gymnosperma glutinosum | 5 | 0.24 | 7.16 | 12.59 | 10 | 4.76 | 5.86 |
| Baccharis salicifolia | 60 | 2.92 | 0.01 | 0.02 | 20 | 9.52 | 4.15 |
| Sumatoria regeneración | 2055 | 100 | 56.84 | 100 | 210 | 100 | 100 |
*ARi = abundancia relativa, DRi = dominancia relativa, F= frecuencia, FRi = frecuencia relativa, IVI = índice de valor de importancia.
Con relación al IVI, en la comunidad de porte alto, V. farnesiana presentó el mayor valor siendo este de 26.12%, seguida de Cordia boissieri con 17.83% de IVI. La especie con menor valor de IVI fue E. anacua con 0.99%. De las especies presentes en la regeneración, V. farnesiana es la de mayor valor de IVI con 43.52%, seguida de L. frutescens con 28.01%, que son especies que se encontraron en la comunidad de porte alto presentes desde la plantación. V. farnesiana a pesar de ser una especie nativa, ha llegado a considerarse como una amenaza para la biodiversidad nativa (Tassin et al. 2006) dado el nivel de impacto en el paisaje. Su alto valor ecológico esta dado ya que se adapta bien a suelos pobres y es utilizada para estabilizar suelos degradados evitando la erosión y mejorando la fertilidad del suelo, además de que tiene gran capacidad para fijar N, el cual repercute en el ciclo de nutrientes (Ortiz et al. 2000, Arévalo et al. 2010), por ello su utilidad en los procesos de las reforestaciones. A pesar de ser la especie con más alto IVI en esta área, L. frutescens fue la especie que presentó la mayor dominancia con el 46.34%, dado a la mayor cobertura que presentan los individuos. En cambio, las especies de menor IVI en la regeneración fueron B. salicifolia con 4.15%, y G. glutinosum con 5.86%; especies que no están presentes en la plantación. Mientras que V. farnesiana es la especie que presenta mayor IVI en el área de regeneración.
Las actividades de reforestación realizadas después de cinco años han logrado que las especies utilizadas en la plantación ya presenten la madurez para generar semillas y, en conjunto con las condiciones del sitio, se ha logrado la regeneración de estas especies. Para el área de estudio la riqueza específica fue de 10 especies de las cuales seis se reportan en el área de regeneración. Las especies que fueron plantadas y que presentan el mayor IVI en la regeneración fueron V. farnesiana y L. frutescens con el 71.53%. Las especies, B. salicifolia, E. anacua y G. glutinosum se registraron en la regeneración, pero no fueron utilizadas en la plantación
