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Cheirolophus duranii o cabezón herreño

Cheirolophus duranii es un endemismo de la isla de El Hierro del que se conocen al menos 376 ejemplares distribuidos en ocho núcleos: Pie de Risco, Las Puntas, Fuga de Gorreta, Barranco del Balón y Barranco de las Playecillas, Andén Bermejo, Rosa Cabrera y Frontones de Amaros.

cabezón herreño

cabezón herreño

La presión ejercida por el ganado sobre la especie y su hábitat constituye el principal factor de amenaza. Las cabras y ovejas ramonean los ejemplares accesibles destruyendo los juveniles y las plántulas. Además el pisoteo y el tránsito del ganado ocasionan una alteración importante del hábitat. Las plántulas son destruidas por pisoteo y el paso del ganado contribuye a incrementar la erosión natural en los lugares escarpados.

El cabezón herreño se encuentra incluido en la categoría de “en peligro de extinción” tanto en el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas como en el Catálogo de Especies Amenazadas de Canarias. Su Plan de Recuperación tiene como finalidad alcanzar un estado de recuperación sostenible, de modo que supere la situación crítica en la que se encuentra, mediante el desarrollo de acciones dirigidas a la conservación de los núcleos poblacionales conocidos, así como la ampliación del número de efectivos.

Los objetivos propuestos son: Garantizar la conservación ex situ de la población del cabezón herreño mediante el mantenimiento de semillas en bancos de germoplasma; Aumentar el número de efectivos poblacionales y ampliar la actual distribución de la especie mediante reforzamientos e introducciones hasta obtener al menos 1.500 ejemplares adultos reproductores; Eliminar o reducir en lo posible los factores de amenaza y favorecer la mejora de las condiciones actuales del hábitat de la especie, mediante la colocación de vallados estratégicos y promoviendo el cumplimiento de la normativa de los Espacios Naturales Protegidos en los que se distribuye.

Las actuaciones propuestas en este documento siguen un esquema preestablecido, resultando de máxima prioridad aquellas destinadas a incrementar sus efectivos naturales, ya sea a través de reforzamientos o introducciones. Es de vital importancia, para los logros del Plan, el control del acceso del ganado a los individuos o núcleos poblacionales mediante la instalación de vallados.

Fuente: http://www.gobcan.es/cmayot/medioambiente/medionatural/biodiversidad/especies/especies_protegidas_amenazadas/planes_especies/aprobados/cabezon.html

Fuente:

Claves ecológicas para la restauración del bosque mediterráneo. Aspectos demográficos, ecofisiológicos y genéticos

Pedro Jordano1Regino Zamora2Teodoro Marañón3 y Juan Arroyo

1 Estación Biológica de Doñana, CSIC, Apdo. 1056, E-41080 Sevilla.

2 Departamento de Biología Animal y Ecología, Universidad de Granada.

IRNA Sevilla, CSIC.

4 Departamento de Biología Vegetal y Ecología, Universidad de Sevilla.

Muchas especies leñosas mediterráneas tienen limitada su capacidad de regeneración natural debido a la sequía estival, la herbivoría y las perturbaciones de origen antrópico. Para paliar esta problemática estamos desarrollando técnicas de restauración basadas en el conocimiento de los principios demográficos y de los factores causales que limitan el reclutamiento. Gracias a la colaboración con la empresa pública TRAGSA y los gestores de varios Espacios Protegidos de Andalucía, estamos abordando los siguientes objetivos: 1) análisis de los ciclos de regeneración natural de especies forestales de amplia distribución y de especies amenazadas; 2) estudio del papel de la estructura del hábitat y de su heterogeneidad espacial en el éxito de las actuaciones de reforestación; y 3) seguimiento y evaluación del impacto demográfico de las actuaciones forestales (aclareo, rozas, desbroce).

Introducción

Las etapas de dispersión de las semillas, su germinación y el establecimiento de las plántulas son fases demográficas clave para comprender la regeneración forestal en condiciones naturales. Sin embargo sabemos poco sobre los requerimientos de regeneración de las especies leñosas mediterráneas en relación con las prácticas de reforestación. Ello se debe a que aún desconocemos mucho de la historia natural básica de nuestros árboles y arbustos y, como dijo Bradshaw (1987), “la restauración exitosa de un ecosistema alterado es la prueba de fuego de nuestra comprensión de ése ecosistema“. Nuestra historia forestal reciente se ha caracterizado por una ausencia de comunicación entre equipos de ecólogos y biólogos que trabajan sobre vegetación mediterránea y los equipos más técnicos, de ingenieros forestales, que desarrollan su actividad desde una consideración diferente del bosque. A esto se ha unido la reciente importancia de equipos de gestores que tienen la obligación de administrar y gestionar los espacios protegidos. Con estas premisas en mente iniciamos en 1999 un proyecto coordinado entre nuestros tres grupos de investigación y la empresa TRAGSA, con el objetivo de integrar nuestras investigaciones y desarrollar aplicaciones viables en proyectos de conservación y restauración del bosque Mediterráneo. En este artículo resumimos algunos de los resultados más relevantes en esta línea de trabajo. Podemos concluir que es absolutamente necesaria la coordinación y el trabajo conjunto a tres bandas, entre investigadores, empresas de gestión ambiental y gestores de espacios naturales protegidos. Además dicha colaboración es posible y viable cuando se parte de una mentalidad abierta que reconoce en primer lugar lo mucho que aún debemos aprender sobre nuestros ecosistemas para resistir la “prueba de fuego” anteriormente mencionada.

Nuestro proyecto coordinado se está llevando a cabo en tres espacios protegidos de Andalucía: el Parque Natural de Cazorla, Segura y Las Villas en Jaén (en adelante, SCSV); el Parque Nacional de Sierra Nevada en Granada (en adelante, SN); y el Parque Natural de Los Alcornocales en Cádiz y –Málaga (en adelante, LA). Estudiamos formaciones de bosque y matorral mediterráneo (entre 300-2200 m) que incluyen alcornocales (sitios en LA), pinar montano (sitios en SCSV) y pinares y bosque de quercíneas de alta montaña (sitios en SN). Además, nuestro diseño en SN incluyó un gradiente altitudinal entre áreas bajas (400 m) y la alta montaña (2200 m).

Estamos trabajando con dos grupos de especies. Por un lado, aquéllas que son dominantes en la vegetación y que tienen una amplia distribución geográfica (Pinus nigra y Juniperusspp., en SCSV; Pinus sylvestrisP. nigraQuercus ilexQ. Pyrenaica, en SN; Quercus suberQ. Canariensis, en LA). Por otro, especies de distribución restringida, endémicas o amenazadas y que tienen distribuciones geográficas limitadas o relícticas en el Sur de España (Prunus mahalebTaxus baccata y Acer granatense en SCSV; Acer granatense y Taxus baccata en SN; Rhododendron ponticum subsp. baeticumFrangula alnus subsp. baeticaLaurus nobilis e Ilex aquifolium en LA).

Objetivos

Nuestro plan de trabajo incluye tres objetivos principales:

1-Análisis demográficos para documentar la lluvia de semillas, germinación, emergencia y establecimiento de plántulas. Queremos así comprender los factores que limitan el reclutamiento en el ambiente natural, caracterizado por paisajes heterogéneos en un mosaico de rodales que difieren en calidad. Abordamos también estudios sobre la estructuración genética de poblaciones.

2-Experimentos de campo que incluyen siembra de semillas y trasplante de plántulas y plantones para determinar el papel de los arbustos pioneros como protectores para las especies leñosas y su potencial como instrumentos de restauración in situ del bosque y matorral mediterráneo.

3-Cuantificación de los efectos ecológicos de las prácticas forestales (desbroce, aclareo) sobre la diversidad de plantas y el potencial de regeneración de las especies leñosas. El objetivo es identificar las consecuencias de las prácticas forestales sobre la regeneración de la comunidad del bosque en parcelas controladas que tienen diferentes historias de manejo.

Dispersión y limitación del reclutamiento: integrando demografía y genética en las prácticas de manejo

El ciclo natural de regeneración de cualquier especie leñosa mediterránea puede estar limitado, incluso colapsado, en cualquier etapa demográfica cuya probabilidad de establecimiento exitoso esté próxima a cero. El ciclo natural de regeneración de una especie incluye una serie concatenada de procesos (Figura 1), cada uno de los cuales puede influir decisivamente en el resultado final (Harper 1977, Schemske et al. 1994). Éste depende no sólo de las condiciones iniciales, sino también de los efectos de cada etapa en las siguientes.

Figura 1. Fases secuenciales en el proceso de regeneración natural de la vegetación.

El conocimiento de las probabilidades de reclutamiento asociadas a cada etapa demográfica es fundamental para diseñar planes de manejo y restauración de cada especie que sean viables y que no afronten tasas de mortandad (marras) espectaculares. Aunque se reconoce la necesidad de conocer los factores que condicionan la regeneración (Grubb 1977), sólo recientemente se ha comenzado a contemplar sus implicaciones en la restauración de poblaciones de plantas y hábitats amenazados (Wunderle 1997). Es necesario conocer los patrones de diseminación de semillas, su heterogeneidad espacial y las consecuencias para el éxito del establecimiento de plántulas y brinzales. El aporte natural de semillas puede limitar el reclutamiento final (Crawley 1990), o bien éste puede estar limitado por factores que acontecen tras la dispersión, tal como el consumo de semillas por animales granívoros (roedores y hormigas) o el consumo de plántulas por herbívoros (vertebrados e invertebrados) (Crawley 1989). Hay que caracterizar estos factores y evaluar su importancia relativa para desarrollar planes y labores de restauración in situ que sean realistas y cuenten con una base sólida de conocimiento de los procesos ecológicos subyacentes. Como la probabilidad de reclutamiento depende del tipo de microhábitat, antes de abordar una replantación es necesario seleccionar aquéllos rodales en los que la supervivencia de plantones y semillas sea mayor.

La evidencia de que el reclutamiento poblacional puede estar limitado por la falta de semillas proviene de estudios sobre la lluvia de semillas. Las especies leñosas mediterráneas, especialmente las de etapas finales de la sucesión, producen frecuentemente frutos carnosos y suelen ser dispersadas por animales frugívoros (Jordano 2000). Un patrón generalizable a muchas especies leñosas, tanto mediterráneas como tropicales, es que la dispersión por animales frugívoros da lugar a distribuciones espaciales de semillas muy contagiosas. Esto provoca patrones de emergencia de las plántulas con una fuerte agregación espacial, en general en “puntos calientes” de reclutamiento asociados a cobertura por otros arbustos (Figura 2). Para 23 especies leñosas estudiadas en SCSV, la densidad media de semillas dispersadas varió entre 15.6 ± 0.9 semillas/m2 (Pinus nigra) y < 1.0 semillas/mpara las especies más escasas, con cifras para las especies dominantes de 6 a 9 semillas/m2. Entre especies, la densidad de semillas estuvo muy correlacionada con la producción inicial de frutos (R2= 0.509,P= 0.004), indicando una fuerte limitación a partir de la producción inicial.

Figura 2. Patrón espacial de densidad de semillas (semillas de Prunus mahaleb dispersadas por animales frugívoros, primer panel a la izqda.; semillas de Pinus nigra, dispersadas por viento, tercer panel) y de plántulas establecidas (% de las plántulas censadas en cada punto de muestreo). El tamaño de los puntos es proporcional a la densidad de semillas (semillas/m2) o al porcentaje de plántulas censadas en cada uno de los 613 puntos de muestreo en el área de estudio de SCSV.

Los diferentes tipos de microhábitat variaron en el número de plántulas reclutadas como resultado tanto de las diferencias de densidad de semillas como en la germinación y supervivencia a los depredadores de semillas. El reclutamiento de plántulas en el área de estudio estuvo asociado a rodales con cobertura vegetal, donde las aves frugívoras dispersan más semillas. Para la mayoría de las 23 especies analizadas las pendientes de la regresión entre densidad de semillas dispersadas y densidad de plántulas establecidas en la primera primavera fue menor que 1 (rango 0,017-0,276 para 9 especies leñosas), lo que evidencia que una mayor proporción de plántulas reclutan en zonas con menor densidad de semillas.

Nuestros estudios sobre variabilidad genética relacionados con patrones demográficos (Jordano 2000, Godoy y Jordano 2001) indican que este patrón de reclutamiento agregado provoca una fuerte estructuración genética de los árboles adultos. Utilizando microsatélites hemos podido establecer que en Prunus mahaleb existe una tendencia a que los árboles que crecen juntos, generalmente en un mismo rodal, sean genéticamente más próximos que los que se hallan más separados en la población. La consecuencia es que la variabilidad genética dentro de población aparece fuertemente estructurada espacialmente, y cualquier plan de actuación deberá considerar estos aspectos de la diversidad.

Los arbustos como facilitadores de la regeneración en condiciones mediterráneas

Figura 3. Porcentaje de plantones que sobreviven tras 4 años bajo cobertura leñosa de Salvia y arbustos espinosos, comparada con la de plantones en áreas abiertas. Estos experimentos se han realizado en Sierra Nevada.

En los ambientes mediterráneos, la sequía estival provoca una situación de estrés, causando mortalidades masivas de plántulas naturales y de plantones en las reforestaciones. En estas circunstancias puede resultar más beneficioso para un plantón estar situado bajo la sombra protectora de otra planta que crecer en un claro desprovisto de vegetación. Por una parte, el sombreado generado por los matorrales puede favorecer la germinación de semillas y el establecimiento de plántulas de numerosas especies, tanto anuales como perennes. El sombreado también puede provocar un balance hídrico más favorable para los juveniles en desarrollo, al ser menor la evaporación a la sombra que en lugares expuestos al sol. Por otra parte, el aporte de hojarasca de los matorrales puede mejorar las características del suelo, aumentando su fertilidad. Finalmente, los matorrales, especialmente si son espinosos o poco palatables, pueden proteger mecánicamente a las plántulas y juveniles del pisoteo y consumo directo de los herbívoros. Como consecuencia, el balance final de las interacciones planta-planta (competencia versus facilitación) puede ser beneficioso para las especies leñosas que crecen al amparo de otras especies de matorral (“nurse effect“, Callaway 1995), frente a las que lo hacen en lugares abiertos.

Nuestros estudios en SN analizan el efecto facilitador de los matorrales sobre la regeneración natural (García et al, 2000, Gómez et al. 2001 a y b, Zamora et al 2001d), y sobre la restauración (Zamora et al. 2001, b y c, Castro et al. 2001) de especies forestales. Estos estudios consideran tres fases de su ciclo: germinación de semillas, establecimiento de plántulas y crecimiento de juveniles. Hemos realizado las reforestaciones utilizando a) el protocolo acostumbrado en repoblaciones a gran escala, colocando los plantones en claros sin vegetación y b) ubicándolos bajo la copa de arbustos como Salvia lavandulifolia y otros arbustos bajos espinosos (Berberis vulgarisPrunus spinosa y Rosa spp.) que crecían espontáneamente en las zonas repobladas.

Al cabo de 4 años, la supervivencia de los plantones de las 5 especies es hasta tres veces mayor bajo los matorrales que en los claros (Figura 3). Por otra parte, el crecimiento de los plantones fue similar utilizando una u otra técnica en el caso de los pinos, mientras que robles y arces crecieron el doble al amparo de los matorrales que en los claros sin vegetación. Los resultados fueron similares con las siembras de semillas de P. sylvestris, donde sólo el 0,2 % de las plántulas en áreas abiertas sobrevivieron, frente a 9,8 % y 7,1 % bajo Salvia y arbustos espinosos, respectivamente. Resultados parecidos ofrecen las siembras de bellotas de roble y encina, siendo siempre muy superior el establecimiento de plántulas bajo matorral.

Hemos extendido este experimento piloto a 20 parcelas a lo largo de un gradiente altitudinal (400-2200 m) en SN, utilizando 12 especies leñosas (Quercus spp., Pinus spp., Acer,CrataegusRhamnusJuniperus, y Retama). Actualmente seguimos registrando la supervivencia, crecimiento, grado de estrés y daños por herbivoría de los plantones en relación con las características abióticas del microhábitat y del suelo donde crece el plantón. Los resultados obtenidos indican que:

  1. La práctica totalidad de las especies arbóreas se ven beneficiadas por los matorrales, aunque el beneficio es más evidente para A. granatensis, T. baccata, Q. pyrenaicaP. sylvestris, J. oxycedrus, C. monogyna, y R. alaternus.
  2. La causa de mortalidad de los plantones más importante es la sequía estival, seguida por la herbivoría (ungulados) y las heladas en zonas altas.
  3. La mayoría de las especies de matorral (Salvia, Ulex, Rosmarinus, Berberis, etc.) tienen efecto facilitador.
  4. El microclima producto del sombreado generado por la copa de los matorrales es el principal mecanismo de facilitación.
  5. La facilitación es más evidente cuando las condiciones abióticas, especialmente la sequía estival, son más adversas, y cuando la presión de herbivoría es mayor.

En definitiva, esta nueva técnica acelera un proceso natural de sucesión ecológica, al colocar los plantones en aquellos microhábitats, los matorrales, que actúan como nichos de regeneración efectivos. Por otra parte, se evitan los problemas de erosión de suelo, que siempre se agravan cuando en la repoblación se realizan desmontes previos de la vegetación arbustiva. Las ventajas son también económicas, ya que se reducen las labores de preparación del terreno, se hace innecesaria la utilización de tubos protectores frente al ganado y, por supuesto, hay que reponer menos marras, ahorrándose tanto plantas como trabajo.

Rozas, aclareo y desbroces: efectos sobre la diversidad de plantas y la regeneración de especies leñosas

Los alcornocales son formaciones vegetales muy extendidas en el Mediterráneo occidental, particularmente en zonas con suelos ácidos y clima mediterráneo suave. En LA y en zonas adyacentes de la provincia de Cádiz estos bosques cubren la mayor parte del parque natural (1.700 km2). Los matorrales del sotobosque de estas áreas se rozan para incrementar la producción del corcho y facilitar las labores de su extracción y para reducir el riesgo de incendios. Los árboles se podan también periódicamente. Nuestro objetivo con esta tercera línea de trabajo es estudiar los efectos de estas prácticas selvícolas sobre cambios en la diversidad, potencial de regeneración y condiciones abióticas del bosque.

Como primera aproximación estudiamos 48 parcelas de alcornocal en zonas rozadas y podadas desde periodos variables de tiempo: 1) recientemente (2-3 años, = 16); 2) hace algún tiempo (6-7 años, = 16) y 3) sin actuaciones o con actuaciones muy antiguas (>20 años, = 16). La riqueza de especies arbóreas varió entre 1 y -6, siendo la muestra no rozada la más diversa (media ± 1 SE de 2,8 ± 0,3 especies), en comparación con las áreas con actuaciones más recientes (1,2 ± 0,1 especies) o las zonas recientemente tratadas (1,8 ± 0,2 especies).

Figura 4. Riqueza de especies leñosas entre las plántulas de 48 áreas de bosque en zonas de alcornocal, Parque Natural de Los Alcornocales. Se han considerado parcelas con tiempo conocido desde la última perturbación por tratamiento selvícola. Los grupos de tres tiempos de perturbación tienen el mismo número de parcelas de estudio).

Los arbustos establecidos mostraron la mayor riqueza de especies tras períodos medios de aclareo (14,8 ± 1,0 especies), al igual que las plántulas de especies leñosas (10,1 ± 1,1 especies). Este patrón es consistente con los modelos teóricos, que predicen los máximos de diversidad a niveles intermedios de perturbación. Ello sugiere que es adecuado prescribir un régimen de manejo a intervalos de tiempo no muy largos a fin de incrementar la diversidad. Sin embargo, la presencia de plántulas es crítica para favorecer la regeneración futura de un área determinada. Como ejemplo, en la Figura 4 hemos incluido por separado a las especies dispersadas por animales frugívoros y su tendencia es de aumento constante a medida que se incrementa el tiempo pasado tras la perturbación. Estas especies (Phillyrea latifoliaSmilax asperaQuercus spp.) producen menos semillas, generalmente de mayor tamaño, que dan plántulas capaces de sobrevivir en condiciones de sombreado y de excluir competitivamente a especies más pioneras (Cistus spp, Erica spp., Genista spp).

En Diciembre de 1999 y Abril de 2000 establecimos tres parcelas experimentales de 1 ha en zonas de alcornocal maduro (tiempo desde la última roza >20 años), excluidas de herbívoros por medio de malla cinegética. En la mitad de la superficie de cada parcela aplicamos un tratamiento de roza y aclareo. El banco de semillas total de especies oscila entre 2.050 semillas/m2 (banco de semillas profundo, 4-8 cm) y 4.200 semillas/m2 (banco superficial, 0-4 cm), representando las semillas de especies leñosas un 50% del total. Algunas especies que se encuentran virtualmente ausentes del banco de semillas están presentes como banco de plántulas (Smilax asperaViburnumtinusPhillyrea latifoliaRhamnus alaternusQuercus spp). El suelo muestra niveles inferiores de actividad de deshidrogenasa, un indicador de actividad biológica, en las sub-parcelas que han sido perturbadas con el tratamiento selvícola, especialmente durante períodos secos.

Hemos estudiado también las especies de distribución relíctica en LA. Entre ellas, Rhododendron muestra en casi todas las poblaciones estudiadas evidencias de un cuello de botella demográfico, encontrándose brinzales sólo en dos poblaciones de las 20 examinadas. Las evidencias indican que las poblaciones de esta especie persisten gracias a una vigorosa propagación vegetativa. En la actualidad estamos estudiando los patrones de estructuración genética de esta especie que está recluida en los bosques galería (“canutos”). La variabilidad genética estudiada por medio de isozimas es muy baja y está causada por este tipo de propagación vegetativa dominante.

Estamos obteniendo abundante información sobre demografía de Frangula alnus, una especie dominante en los bosques galería. Este árbol es muy dependiente de los cursos de agua y tiene dispersión endozoócora de las semillas. No obstante, nuestros resultados indican que la dispersión secundaria por escorrentía es muy importante y moviliza gran cantidad de semillas corriente abajo en estos bosques. Tanto Ilex aquifolium como Laurus nobilis son más comunes de lo que se conocía y su asociación con los cauces de arroyos y bosques galería esta relacionada con los altos niveles de presión de pastoreo en zonas abiertas, más que por sus requerimientos hídricos.

Conclusiones y perspectivas

La regeneración natural de la mayoría de las especies leñosas mediterráneas estudiadas por nosotros está muy limitada en las etapas iniciales del reclutamiento. Ello se debe tanto a una fuerte limitación de la lluvia de semillas, que resulta muy localizada y con alta agregación espacial, como por la enorme mortalidad de plántulas impuesta por la sequía estival característica del clima Mediterráneo. Las escasas plántulas y brinzales se hallan generalmente asociadas a la cobertura de matorrales que actúan como plantas nodriza con efecto protector ante herbívoros y ante condiciones abióticas adversas.

Nuestros experimentos indican que cualquier actuación de restauración in situ de estas especies forestales requiere procedimientos a escala de paisaje que tengan en cuenta el mosaico natural de tipos de microhábitats adecuados para el establecimiento de propágulos en las diferentes etapas de reclutamiento. Dependiendo de la especie pueden realizarse siembras o plantaciones en aquéllos lugares más adecuados para su establecimiento, de modo que se reduzcan las marras y se acorten los tiempos de restauración, reduciéndose también los costes. Las técnicas de reforestación deben aprovechar los efectos positivos de los matorrales pioneros sobre plantones y semillas de especies forestales. Los tratamientos selvícolas actuales que frecuentemente llevan asociados rozas a suelo y aclareo no selectivo de la vegetación pre-existente alteran la diversidad de plántulas ya establecidas, y frenan el ritmo de reclutamiento natural. Es útil contar con un sólido conocimiento de la demografía, ecología y genética de las poblaciones de especies forestales y usarlo como guía en el diseño y puesta a punto de planes de restauración de hábitat en condiciones mediterráneas.

Seguimos desarrollando nuestros estudios en los espacios protegidos de Andalucía, trabajando de forma coordinada nuestros grupos de investigación dentro de la red temática REDBOME (Red de Ecología y Conservación del Bosque y Matorral Mediterráneo, Plan Andaluz de Investigación). Nuestro propósito es implicar también a empresas de gestión ambiental y a personal técnico de los parques ya que pensamos que esta es la mejor forma de abordar los retos pluridisciplinares que requieren las actuaciones de restauración del bosque y matorral mediterráneo.

Agradecimientos

Agradecemos a M. Carrión, R. Requerey, J.L. García-Castaño, y J.G.P. Rodríguez su generosa ayuda en el proyecto en SCSV. Nuestro trabajo en SN fue posible con la colaboración de José M. Gómez, J.A. Hódar, J. Castro, D. García, L. Gómez, y E. Baraza. En los sitios de LA, la ayuda de M. Díaz-Villa, C. Quilchano, A. Hampe, y J.A. Mejías fue indispensable para culminar el trabajo. La Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía nos facilitó nuestro trabajo en los espacios protegidos andaluces. La colaboración con la empresa TRAGSA fue fundamental para llevar a cabo nuestros objetivos y estamos especialmente agradecidos a J.B. Neches y S. Elola por su colaboración. Este trabajo fue financiado con los proyectos 1FD97-0743-C03-01, 1FD97-0743-C03-01-02, y 1FD97-0743-C03-01-03 de la Comisión Interministerial de Ciencia y Tecnología, Ministerio de Educación y Ciencia y de la Unión Europea, además de financiación de la Consejería de Educación y Ciencia de la Junta de Andalucía.

Referencias

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Fuente:https://mail.google.com/mail/u/0/?shva=1#inbox/13577a6e5a2fb82d

Bupleurum kakiskalae

Bupleurum kakiskalae
Conservation status
Scientific classification
Kingdom: Plantae
(unranked): Angiosperms
(unranked): Eudicots
(unranked): Asterids
Order: Apiales
Family: Apiaceae
Genus: Bupleurum
Species: B. kakiskalae
Binomial name
Bupleurum kakiskalae
Greuter
Bupleurum kakiskalae

Bupleurum kakiskalae

[Traduccion automatica mediante google translate]

Bupleurum kakiskalae es una especie de planta de flores perteneciente a la familiaApiaceae. Es endémica de Grecia (Creta). Una de las plantas más raras de Creta,B. kakiskalae crece en acantilados calcáreos unos pocos a 1450-1500m en el OriLefka (White Mountains) al oeste de Creta. Las plantas producen una roseta única,monocárpica del estrecho oblanceoladas, azul-verde hojas que flores Después de 3-12 años. El tallo de la flor se bifurca y hasta 1 m de altura, con Numerosos jefes deflores amarillas a finales de verano. La planta de reproductor a través de semillas, el Programa MOST para la semilla cae al suelo por debajo de los acantilados dondelas plantas jóvenes son destruidos por las cabras. La planta es taxonómicamenteaislado dentro de la Bupleurum género.

 

[original con enlaces]

Bupleurum kakiskalae is a species of flowering plant in the Apiaceae family. It is endemic to Greece (Crete). One of Crete’s rarest plants, B. kakiskalae grows on a few calcareous cliffs at 1450-1500m in the Lefka Ori (White Mountains) of western Crete. Plants produce a single,monocarpic rosette of narrow oblanceolate, blue-green leaves which flowers after 3–12 years. The flower stem is branched and up to 1m tall, with numerous heads of yellow flowers in late summer. The plant reproduces by seed, but most seed falls to the ground below the cliffs where the young seedlings are destroyed by goats. The plant is taxonomically isolated within the genus Bupleurum.

[edit]References

  • Fielding, J. & Turland, N.; Mathew, B. (ed.), 2005. Flowers of Crete. Royal Botanic Gardens, Kew.
  • Iatroú, G. & Kypriotakis, Z. 2006. Bupleurum kakiskalae2006 IUCN Red List of Threatened Species. Downloaded on 20 July 2007.
  • Turland, N. J., Chilton, L. & Press, J. R., 1993. Flora of the Cretan area: annotated checklist & atlas [2nd impression, 1995, with printing errors corrected]. The Natural History Museum and HMSO, London.

Fuente:http://en.wikipedia.org/wiki/Bupleurum_kakiskalae

Fuente de la imagen : http://www.west-crete.com/flowers/bupleurum_kakiskalae.htm

Bupleurum dianthifolium

Bupleurum dianthifolium es una especie de planta herbácea perteneciente a la familia de las apiáceas. Es originaria de Italia.

Contenido

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Bupleurum dianthifolium.jpg
Estado de conservación
En peligro crítico (CR)
En peligro crítico (UICN)
Clasificación científica
Reino: Plantae
Subreino: Tracheobionta
División: Magnoliophyta
Clase: Magnoliopsida
Subclase: Rosidae
Orden: Apiales
Familia: Apiaceae
Subfamilia: Apioideae
Tribu: Bupleureae
Género: Bupleurum
Especie: B. dianthifolium
Nombre binomial
Bupleurum dianthifolium
Guss.

[editar]Descripción

Se trata de una planta perenne camefita sufrútice que alcanza los 15 a 40 cm de altura. Crece como arbustos con forma de almohada que se ajusta a las grietas de las rocas. Las hojas son basales, linear-lanceoladas, coriáceas, de unos 20 mm de largo; las hojas caulinas se reducen en tamaño (8-15 mm). Las flores se reúnen en umbelas racemosas. Florece entre mayo y junio.

[editar]Distribución y hábitat

Se trata de un endemismo exclusivo de la isla Marettimo, en las Islas Egadas. Se encuentra en los acantilados de piedra caliza de la parte norte de la isla (000-300 m), en un área de aproximadamente 5 km ².

[editar]Historia

Esta especie es considerada un paleoendemismo, lo que significa que en el pasado estaba mucho más extendida de lo que está hoy, probablemente creció en muchas zonas montañosas del Mediterráneo cuando toda la región tenía un clima tropical.

[editar]Referencias

[editar]Bibliografía

  • Este artículo fue creado a partir de la traducción del artículo Bupleurum dianthifolium de la Wikipedia en italiano, bajo licencia Creative Commons Atribución Compartir Igual 3.0 y GFDL.
  • Gussone, G. Supplementum ad Florae Siculae Prodromum, quoad, et specimen FloraeInsularum Siciliane Ulteriori Adjacentium. I. Regia Tipografia, Napoli, 1832.
  • Francini E. and Messeri, A. 1955. L’isola di Marettimo nell’Arcipelago delle Egadi e la sua vegetazione. Webbia 11: 607-846.
  • Sandro Pignatti, Flora d’Italia, Edagricole, Bologna 1982. ISBN 88-506-2449-2
  • Brullo, S. and Marcenó, C. Osservazioni fitosociologiche sull’isola di Marittimo (Arcipelago delle Egadi). Boll. Accad. Gioenia Sci. Nat. Catania 1982; 15: 201-228.
  • Conti, F., Manzi, A. and Pedrotti, F. Libro rosso delle piante d’Italia. Società Botanica Italiana and World Wildlife Fund Italian Association. Camerino (MC). Roma, 1992.
  • Fabbri, F. Il numero cromosomico di “Bupleurum dianthifolium” Guss. Endemismo di Marittimo (Isole Egadi). Inform. Bot. Ital. 1969; 1: 164-167.
  • Raimondo, F.M., Gianguzzi, L. and Llardi, V. Inventario delle specie “a rischio” nella flora vascolare nativa della Sicilia. Quad. Bot. Ambientale Appl. 1994; 3: 65-132.
  • IUCN L. & La Mantia, A. 2006

[editar]Enlaces externos

Fuente:http://es.wikipedia.org/wiki/Bupleurum_dianthifolium

Bencomia de risco o Bencomia de Tirajana

 Nombre científico: ‘Bencomia brachystachya’

 Nombre común: Bencomia de risco

 Familia: ‘Rosaceae’

 Género: Bencomia

 Endémica de: Las laderas rocosas del Monumento Natural Riscos de Tirajana.

 Otra localización: Jardín Botánico Viera y Clavijo

Bencomia de risco

Bencomia de risco

 Descripción: Especie vegetal considerada en peligro de extinción en el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas, por lo que requiere un plan de recuperación. Se trata de un arbusto de 1,5 m. de altura, que se mantiene siempre verde, con grandes rosetas elevadas de hojas compuestas y con inflorescencias de eje colgante y pequeñas flores rojizas, que florecen entre marzo y mayo. Los frutos, de color amarillo, pueden apreciarse entre mayo y julio. Es un endemismo exclusivo de Gran Canaria y muy poco frecuente, con una población muy reducida que se cree que no llega al centenar de individuos. Posee un gran interés científico desde el punto de vista evolutivo y biogeográfico. Crece en zonas de alta montaña, concretamente en los riscos y laderas rocosas de la zona de Tirajana, Los Lajiales y al oeste de La Culata de Tejeda, entre los 1.300 y los 1.700 metros de altitud, siempre dentro del espacio correspondiente al Monumento Natural Riscos de Tirajana. Tiene la ventaja de que se reproduce con facilidad, tanto por semillas como por esquejes. Asimismo, tiene un alto valor decorativo, que la convierte en muy apreciada para la jardinería. Se puede encontrar cultivada en el Jardín Botánico Viera y Clavijo.

Fuente:http://www.grancanaria.com/patronato_turismo/Observacion-de-la-Naturaleza-Bencomia-de-risco.5308.0.html

Fuente imagen: http://www.gobiernodecanarias.org/cmayot/medioambiente/centrodocumentacion/publicaciones/revista/2001/22/274/

Astragalus maritimus

Astragalus maritimus

Astragalus maritimus

Taxonomía

Phylum Clase Orden Familia reino
Traqueofitas Plantae Magnoliopsida Fabales LEGUMINOSAE

Nombre Científico: Astragalus maritimus
Especies Autoridad: Moris
Evaluación de la información [top]

Categoría de la Lista Roja y criterios: En Peligro Crítico B1ab (iii, v) c (iv) +2 ab (iii, v) c (iv) C2a (ii) b Ver 3.1
Evaluado el año: 2011
Asesor / s: FNUDC, G., Mattana, E. Y Bacchetta, G.
Revisor / s: Abel, T., Bilz, M. & de Montmollin, B.
Participante / s: Pontecorvo, C.
Justificación:
Esta especie endémica de una sola localidad en Cerdeña con extensiones año de ocurrencia (EOO) por debajo de 100 km ² de área y años de ocupación (AOO) de 1 km ². La disminución de la población ha sido-por cerca de 70% en los últimos diez años y el número de individuos se redujo de cerca de 480. Principales amenazas para esta especie son la urbanización de la turística costera y áreas de recreación para el proyecto AIMS, y el intercambio en la dinámica de las especies nativas.Está clasificado como En Peligro Crítico para ello.
Distribución geográfica [top]

Descripción amplia: Esta especie endémica es Cerdeña, Italia, donde sólo está presente en una localidad llamada Casa del Cio, al norte de la isla de San Pietro (Pignatti et al 2001)..

El EOO es menos de 100 km ² y la AOO es de 1 km ² Calculado con una rejilla de 1 km x 1 (FNUDC et al. 2010).
Países:
Orígenes:
Italia (Cerdeña)
Población [top]

Población: La población ha ido disminuyendo-un 70% en los últimos diez años. El número de individuos se redujo de unos 480 a unos 130 debido a la disminución de la calidad del hábitat (FNUDC et al. 2010). Todos los individuos están en una subpoblación. La población se ve afectada por la fluctuación en el número de individuos.
Tendencia de la población: disminución de
Hábitat y Ecología [top]

Hábitat y ecología: Crece en la costa de pastizales y matorrales muy cerca del mar.La vegetación pertenece a la Limonion y Chritmo a la Ericion Cisto (FNUDC et al. 2010).
Sistemas: Terrestre
Amenazas [top]

Gran amenaza (s): Las principales amenazas para esta especie son la urbanización de la turística costera y áreas de recreación para el proyecto AIMS, y el intercambio en la dinámica de las especies nativas. Debido al bajo número de amenazas de otros individuos son los de baja densidad, los pobres esfuerzos reproductivos y el área de distribución restringida ecológicos que afectan a la oportunidad de la especie a la propagación (FNUDC et al. 2010).
Acciones de Conservación [top]

Acciones de Conservación: El astrágalo maritimus aparece como especie prioritaria en el Anexo II de la Directiva Hábitats y en el Apéndice I de la Convención sobre la Conservación de la Vida Silvestre y Hábitats Naturales (Convención de Berna).

Toda la población está incluido en el Lugar de Importancia Comunitaria “Isola di San Pietro” (ITB040027). La especie es objeto de año proyecto Interreg IIIB del Centro para la Conservación de la Biodiversidad de la Universidad de Cagliari. Desde 2004, la tendencia de la población es monitoreados (Bacchetta et al. 2008).
Acerca de 55,000 semillas fueron almacenadas en el Banco de Semillas de Cerdeña (BG-SAR). Otras semillas se almacenan en Soller (España) y Catania en el Banco de Semillas del Milenio, Royal Botanic Gardens, Kew (Reino Unido).
Cita: el FNUDC, G., Mattana, E. Y Bacchetta, G. 2011. Astragalus maritimus. En: UICN 2011. Lista Roja de Especies Amenazadas. La versión 2011.2.<www.iucnredlist.org>. Descargado el 26 de enero de 2012.
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Comentarios: Si ve algún error o tiene alguna pregunta o sugerencia sobre lo que se muestra en esta página, por favor, rellene el formulario de contacto para que podamos corregir o ampliar la información proporcionada

 

Fuente del texto:http://www.iucnredlist.org/apps/redlist/details/162304/0

Fuente de la imagen: http://www.carloforte.it/ambiente.htm

Traduccion automatica en google

 

La magarza de Jandía

Argyranthemum winteri

La magarza de Jandía o de Winter es la única especie endémica de género que podemos encontrar en Fuerteventura. La especie vive acantonada en la parte más alta de los riscos de Jandia siendo muy escasa encontrándose en estado crítico de conservación según los criterios de la UICN.

Argyranthemum winteri 1

Argyranthemum winteri 1Argyranthemum winteri 2

Fuente:http://plantasdemitierra.blogspot.com/2008/03/argyranthemum-winteri.html

Arenaria nevadensis

Arenaria nevadensis

 

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Arenaria nevadensis

arenaria_nevadensis

Estado de conservación
En peligro crítico (CR)En peligro crítico (UICN)
Clasificación científica
Reino: Plantae
Subreino: Tracheobionta
División: Magnoliophyta
Clase: Magnoliopsida
Subclase: Caryophyllidae
Orden: Caryophyllales
Familia: Caryophyllaceae
Subfamilia: Alsinoideae
Tribu: Alsineae
Género: Arenaria
Especie: A. nevadensis
Nombre binomial
Arenaria nevadensisBoiss. & Reut. 1854

Arenaria nevadensis es una especie de planta de flores perteneciente a la familia Caryophyllaceae. Es endémica de España. Se hábitat natural son los matorrales tipo mediterráneo. Se le trata en peligro de extinción por pérdida de hábitat.

[editar] Fuente

[editar] Enlaces externos

 
 
 

Anthemis glaberrima

Anthemis glaberima

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Anthemis glaberima

Anthemis glaberrima 01.jpg
Estado de conservación
En peligro crítico (CR)
En peligro crítico (UICN 3.1)
Clasificación científica
Reino: Plantae
(sin clasif.): Eudicots
(sin clasif.): Asterids
Orden: Asterales
Familia: Asteraceae
Género: Anthemis
Especie: A. glaberrima
Nombre binomial
Anthemis glaberrima
(Rech.f.) Greuter

Anthemis glaberrima es una especie de planta herbácea perteneciente a la familia Asteraceae. Es originaria de Grecia. Su hábitat natural son los matorrales mediterráneos en lugares rocosos.

Anthemis glaberrima es endémica de los islotes de Agria Gramvousa y Gramvousa Imeri, situado en el extremo noroeste de la isla de Creta. El área total donde se encuentra esta planta cubre menos de un kilómetro cuadrado. Hoy en día esta planta sólo se conoce en Agria Gramvousa. Su permanencia en Imeri Gramvousa necesita ser comprobada.

[editar] Referencias

[editar] Enlaces externos

 

Abeto del Nebrodi

 

Abies nebrodensis

De Wikipedia, la enciclopedia libre

 

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Abeto del Nébrodi

Abies nebrodensis.jpg
Abies nebrodensis (Parco delle Madonie)
Estado de conservación
En peligro crítico (CR)
En peligro crítico (UICN)
Clasificación científica
Reino: Plantae
División: Pinophyta
Clase: Pinopsida
Orden: Pinales
Familia: Pinaceae
Género: Abies
Especie: A. nebrodensis
Nombre binomial
Abies nebrodensis
(Lojac.) Mattei (1908).

Abies nebrodensis o abeto del Nebrodi (en italiano: abete delle Madonie o en dialecto siciliano: abete dei Nèbrodi) es una especie arbórea de la familia de las pináceas, endémico de Sicilia.

La especie, durante un tiempo clasificada como subespecie del abeto blanco (Abies alba), se pudo haber formado por especialización durante los inicios de la última interglaciación, en el periodo post-wurmiano.

Contenido

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[editar] Sinónimos

[editar] Descripción

Es un árbol con porte cónico-piramidal, que puede alcanzar una altura de 10 a 15 m.

Copa y éstrobilos de Abies nebrodensis

[editar] Difusión

Durante un tiempo endémico de la cadena montañosa septentrional de Sicilia, el A. nebrodensis en el 1900 estaba considerado extinto. Fue redescubierto, en 1957, en el Valle “Madonna degli Angeli” en el Madonie, donde se encontraron una treintena de ejemplares, sobreviviendo probablemente gracias al aislamiento y a la menor competitividad de otras especies locales más fuertes, tal como el haya (Fagus sylvatica).

Difusión de Abies nebrodensis (punto rojo)

Ramitas y hojas de Abies nebrodensis

[editar] Conservación

El Abies nebrodensis está considerado en el IUCN una especie en peligro crítico de extinción y se encuentra inscrito en la lista de las 50 especies botánicas más amenazadas del Mar Mediterráneo.

En el año 2000, el Parco delle Madonie ha iniciado un proyecto LIFE Natura[1] para la conservación de esta especie.[2]

[editar] Curiosidades

En el periodo de la Grecia clásica el Abeto representaba una importante fuente de productos comerciales para la comunidad de la cadena a tal punto que la ciudad de Halaesa, situada a pocos kilómetros de Tusa (ME), emitió moneda con la imagen inconfundible de este esbelto árbol.

[editar] Nota

Este artículo es la traducción del correspondiente de la Wikipedia italiana.

[editar] Bibliografía

  • Farjon, A., Pasta, S. & Troìa, A. 2006. Abies nebrodensis. In: IUCN 2006. 2006 IUCN Red List of Threatened Species.

[editar] Referencias

  1. LIFE es un fondo económico provisto por la Unión Europea para la finanziación de proyectos de tutela ambiental en los países miembros de la unión y en países terceros. Se subdivide en tres áreas de intervención (Naturaleza, Medio Ambiente y Terceros Países). Para más información La página oficial de la Unión Europea dedicada a LIFE
  2. Véase también: sitio de la Entidad “Parco delle Madonie” dedicado al proyecto.

[editar] Enlaces externos

Fuente:http://es.wikipedia.org/wiki/Abies_nebrodensis

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