av Abanico agroforestal Abanico agro 2594-1992 Sergio Martínez González 00001 Artículo Original Impacto ecológico de la reforestación con la especie arbustiva Atriplex canescens (Pursh) Nutt. en un matorral desértico micrófilo. Ruiz-Fernández Eduardo 1 Rochín-Berumen Fabiola 1 Aréchiga-Flores Carlos * 1 Hernández-Briano Pedro 1 Rincón-Delgado Melba 1 Rodríguez-Tenorio Daniel 1 Unidad Académica de Medicina Veterinaria y Zootecnia, Universidad Autónoma de Zacatecas, Zacatecas, México. Universidad Autónoma de Zacatecas Universidad Autónoma de Zacatecas Zacatecas Mexico *Autor responsable y de correspondencia: Aréchiga-Flores Carlos. Unidad Académica de Medicina Veterinaria y Zootecnia de la Universidad Autónoma de Zacatecas; Jardín Juárez No. 147, Col. Centro, Zacatecas, Zacatecas, México, CP 98000. eduardoruizf@outlook.es, fabiolauaz@outlook.com, arechiga.uaz@gmail.com, phbriano@gmail.com, rmelba47@hotmail.com, rtenorio00@hotmail.com 31 05 2020 Jan-Dec 2019 1 1 1 14 08 12 2018 18 04 2019 Este es un artículo publicado en acceso abierto bajo una licencia Creative Commons RESUMEN:

El presente trabajo muestra los resultados de un primer monitoreo sobre un área revegetada de matorral desértico micrófilo en el Desierto Chihuahuense, para conocer estructura y composición de la comunidad arbustiva, con el propósito de identificar cambios de la comunidad a 10 años posteriores a la revegetación con Atriplex canescens (costilla de vaca), sobre suelos somero y profundo, evaluando: 1) Diversidad de especies (DE); 2) Valor de importancia de las especies (IVI); Abundancia relativa (Ar), Dominancia relativa (Dr) y, Frecuencia relativa (Fr). La revegetación se aplicó sobre aclareos con curvas a nivel utilizando un diseño de bloques completamente al azar incluyendo 5 repeticiones con transectos de 50m2. Posteriormente, se determinó que existe una disminución en la Diversidad de Especies (DE) de 20.44% en suelo somero y de 12.21 en suelo profundo, en comparación a los grupos testigo. Para Valor de Importancia (IVI), destacan en suelo somero Parthenium incanum y Atriplex canescens con 99.23 y 45.57, respectivamente y, en suelo profundo P. incanum y A. constricta con 98.53 y 46.21, respectivamente. Se observó una diferencia significativa (P ≤ .05) en relación a tipo de suelo. En conclusión, Atriplex.canescens muestra valor de Importancia (IVI) con alta viabilidad para ser utilizada en ecosistemas del desierto Chihuahuense (México).

 Palabras clave: monitoreo revegetación diversidad ecosistema arbustivas INTRODUCCIÓN

La expansión de la población humana ha perturbado los ambientes nativos, poniendo en riesgo la diversidad biológica debido a las crecientes áreas disturbadas, trayendo consigo un aumento en la presión sobre los recursos naturales (Gutiérrez, 2008; Aguirre et al. 2012), siendo actualmente la conservación de la diversidad biológica una de las metas de manejo de ecosistemas en un sentido ecológicamente sostenible. A su vez, las arbustivas eran consideradas como plantas competidoras para los programas de reforestación y resiembras, cuando en realidad éstas constituyen especies facilitadoras para el establecimiento de especies en ambientes diversos (Freckleton et al. 2009; CONABIO, 2012). En la actualidad, se tiene como antecedente la realización de diversos estudios científicos con relación a las especies arbustivas, estudios acerca del análisis y medición de biomasa (Muñoz-Reyes, 2011), daños por factores meteorológicos, relaciones entre la vegetación y factores físicos (Boyd y Davies, 2010), composición y estructura (Molina et al. 2013; Alanís et al. 2013); estudios de especies leñosas bajo diferente manejo (Pequeño-Ledezma et al. 2012; Jiménez et al. 2013). Por su parte, Mora et al. (2013) llevaron a cabo una investigación para determinar el efecto de la ganadería sobre el matorral natural, determinando finalmente que el efecto del pastoreo de ganado estimula una baja similitud entre las especies del área estudiada a comparación del ecosistema testigo. El propósito del presente trabajo fue llevar a cabo el primer monitoreo para evaluar el efecto de la práctica de revegetación con Atriplex canescens (i.e., “costilla de vaca”) sobre la comunidad de especies arbustivas presentes en el área de estudio a fin de determinar la presencia de efecto negativo sobre las poblaciones de las especies representativas de la comunidad en un lapso de diez años posterior a su implementación. Finalmente, los resultados obtenidos demuestran que no existe diferencia significativa en el ecosistema tratado a comparación del ecosistema testigo, determinando a su vez la viabilidad de Atriplex canescens en la comunidad arbustiva como una opción para el incremento de producción forrajera en ecosistemas similares al área de estudio. La razón por la cual se evaluó solo el estrato arbustivo, es debido a que son especies con presencia más constante en el ecosistema de interés, ya que las gramíneas son especies más efímeras que pueden o no estar presentes en el momento del monitoreo (a 10 años de aplicada la práctica de revegetación) dadas sus relaciones inter específicas derivadas del fenómeno de sucesión vegetal y su fuerte dependencia de la precipitación climática prevaleciente en el ecosistema de interés, sin embargo es pertinente mencionar que el presente, es el primero de tres monitoreos que se llevarán a cabo en la comunidad de interés con un intervalo de 10 años a fin de obtener información más precisa sobre el impacto ecológico de la práctica en cuestión.

 MATERIAL Y MÉTODOS

El presente monitoreo se realizó en el Rancho Experimental “El Halcón” localizado en el noreste del estado de Zacatecas, en el municipio de Villa de Cos, Zacatecas, bajo las coordenadas 23° 27’ 36” L N y 102° 10’ 14” L O; a una altitud de 1,975 msnm (Google Earth, 2011), considerado el extremo sur del Desierto Chihuahuense (Granados-Sánchez et al., 2011). Este ecosistema se caracteriza por ser un área sobre pastoreada debido al manejo a que ha sido sometido a lo largo de las últimas décadas, mostrando una alta presencia de especies arbustivas y en menor grado de herbáceas de crecimiento perenne. La vegetación que se encuentra presente es del tipo “Matorral Desértico Micrófilo”, coexistiendo las especies Atriplex canescens, Parthenium incanum, Acacia constricta, Larrea tridentata, Lycium berlandieri, Salvia ballotaeflora, entre otras. De acuerdo a la clasificación de Koeppen de 1962, el clima de la región se define como tipo BW con una temperatura media anual de 17.5°C (Patton, 1962). La precipitación anual asciende a 357.8 mm en promedio durante la última década. El suelo es del tipo litosol, y muestra una capa arable poco profunda franco arenosa (Alanís-Rodríguez et al., 2015), una vez que se sobrepasa el horizonte “A”, se encuentra la roca madre, muestreando una pendiente que fluctúa de 0.50 a 0.75 por ciento.

Para la ejecución inicial de la prueba se utilizaron plántulas de A. canescens, las cuales fueron establecidas bajo estructuras para la cosecha de agua (curvas a nivel) con distancias entre plantas de 1.5 m, siendo establecidas en franjas de 15 m de amplitud en una superficie de 22 Has. La información proveniente de las parcelas se utilizó para determinar la valoración cuantitativa de las especies arbustivas.

Metodología de la Investigación

La idea básica del estudio radica en la realización de monitoreos a 10, 20 y 30 años a partir de la ejecución de la práctica mencionada a fin de analizar el impacto de la misma sobre el ecosistema basado en el análisis de la comunidad arbustiva. El historial de manejo del ecosistema en cuestión se basa en pastoreo estacional durante la época de crecimiento (temporada de lluvias), durante las últimas tres décadas, dicho manejo corresponde a un pastoreo continuo, ya que sólo en la temporada de secano se excluyó el ganado.

La densidad utilizada se determinó a partir de un muestreo realizado en un potrero aledaño a la unidad experimental, el cual muestra una densidad de 500 individuos de A. canescens por hectárea bajo condiciones de pastoreo estacional y con condiciones de suelo similares.

Los individuos utilizados para la prueba fueron plántulas de 8 meses de edad y presentaron una altura media de 27 cm en su porción aérea. Las plántulas se desarrollaron en los viveros dependientes de la SEDAGRO - Gobierno del Estado, ubicados en el Municipio de Mazapil, Zacatecas, México.

Para la preparación de la cama de siembra, se llevó a cabo un preaclareo con eliminación total de la vegetación presente, éste se realizó sobre franjas a nivel correspondientes a dos terceras partes de la superficie total y una anchura de 15m con la construcción de curvas o bordos a nivel de 30 cm en promedio.

Una vez presentadas las condiciones de saturación de agua en suelo, posterior a un evento de 25mm de precipitación pluvial por un período de 2.5 horas se procedió a la realización de depresiones con barras metálicas de 1.5” y una profundidad de 20 cm a fin de llevar a cabo la colocación de los cepellones extraídos de las charolas de germinación. Una vez colocadas las plántulas se aplicó un poco de presión a fin de permitir el contacto de las raíces secundarias con el suelo natural en espera de facilitar conductividad de agua y nutrientes. La distancia entre plantas fue de 1.5m. La época de plantación fue el mes de septiembre.

El área de estudio fue reservada desde el momento de la plantación hasta el mes de Julio del próximo año (10 meses), tiempo en que la población establecida mostró una altura media de 80 cm. Posteriormente se introdujo el ganado, el cual utilizó la especie de manera moderada, pasando a reservarse llegado el mes de septiembre a fin de no sobre utilizar los arbustos. A partir del segundo año, se siguió aplicando pastoreo de ganado sobre el área cada temporada de lluvias.

Los individuos de A. canescens presentes en el testigo en suelo somero se encontraron 31 y en el caso del testigo en suelo profundo 20 individuos por hectárea.

En cuanto al manejo del sitio de estudio, se tiene que anterior al inicio de la prueba, se excluyó el área y una vez trasplantados los individuos, se esperó el establecimiento, para lo cual no se aplicó ningún tratamiento adicional. Posterior al evento de precipitación mencionado no se presentaron lluvias en lo que restó de ese año. La siguiente precipitación se observó en el Mes de febrero con un evento de 15 mm y posteriormente hasta el mes de junio. Cabe mencionar que se tomaron en cuenta las especies representativas del estrato arbustivo, como fieles indicadores de degradación ecológica, debido a su longevidad, factor que nos permitirá obtener información fiable a los 10, 20 y 30 años de observación para determinar el impacto generado.

 Variables de estudio

Diversidad de especies: Para determinar la diversidad de especies se utilizó el índice de Shannon (Shannon, 1949; Spellerberg y Fedor, 2003) el cual se obtiene bajo la siguiente fórmula:

H´=∑i-1Sp*In(Pi)

Donde: H’ = Diversidad

S = Número de especies presentes

In = Logaritmo natural

pi = Proporción de las especies ni/N

ni = Número de individuos de la especie i

N = Número total de individuos.

Valor de importancia de las especies o Peso Específico (PE): Este parámetro toma en cuenta, la Abundancia relativa (Ar), Frecuencia relativa (Fr) y la Dominancia relativa (Dr) de las especies presentes en el rodal (Magurran, 1989) a partir de las siguientes fórmulas:

Ar=nN*100 Dr=área de copa de la especie iárea de copa total*100 Fr=número de apariciones de una especieN total de observaciones*100

Dado las anteriores ecuaciones, podemos determinar el Peso Específico de las especies indicadoras en el ecosistema, lo cual se determina a través de la siguiente fórmula:

P E=∑∑iFr.∑iAr. ∑iDr.

Dicha ecuación engloba los resultados de Abundancia relativa (Ar), Frecuencia relativa (Fr) y Dominancia relativa para cada especie en particular.

 RESULTADOS Y DISCUSIÓN Diversidad de especies

En relación con el índice de Shannon para ambas comunidades con suelo somero (tabla 1), se encontró que la diversidad de especies es más alta en el ecosistema testigo (1.355), en comparación del ecosistema restaurado (1.078) con un diferencial de 21.45%. Para las comunidades con suelo profundo (Cuadro 1), se determinó que la diversidad es más alta para el testigo (1.015), a comparación de la restauración (0.891) con un diferencial de 13.22%. Individualmente, para el caso del sitio restaurado en suelo somero se tiene que la especie más sobresaliente resultó ser Parthenium incanum (0.236), seguida por Atriplex canescens (0.198). Para el caso de la comunidad restaurada en suelo profundo, sobresalió Parthenium incanum (0.190), seguida por Acacia constricta (0.153).

Diversidad de especies en la comunidad revegetada (Índice de Shannon)
Suelo Somero Suelo Profundo
No. Especie1 Área tratada Testigo Área tratada Testigo
1 P. incanum 0.236 0.314 0.190 0.237
2 L. tridentata 0.134 0.213 0.133 0.201
3 S. ballotaeflora 0.094 0.190 0.069 0.134
4 A. constricta 0.148 0.189 0.153 0.168
5 L. berlandieri 0.144 0.253 0.106 0.212
6 J. dioica 0.124 0.168 0.089 0.046
7 A. canescens 0.198 0.028 0.151 0.016
1.078 1.355 0.891 1.015

1)Parthenium. incanum, Larrea tridentata, Salvia ballotaeflora, Acacia constricta, Lycium berlandieri, Jatropha dioica, A. canescens

El hecho de trabajar solo con las siete especies mencionadas obedece a sugerencias de comité de tesis basado en las especies que resultaron con una frecuencia mayor al 5% en el conteo muestral por parcelas.

 Valor de Importancia de las especies

Los indicadores relacionados con el valor de importancia de las especies (IVI) (tabla 2) en el ecosistema restaurado en suelo somero, muestran que Parthenium incanum presenta los valores más altos (99.2), seguida de Atriplex canescens (45.6).

Valor de importancia (IVI) para las especies representativas del ecosistema en suelo somero
Suelo Somero Suelo Profundo
No. Especie Área tratada Testigo Área tratada Testigo
1 P. incanum 99.23 98.94 105.83 98.53
2 L. tridentata 41.08 50.89 44.32 52.04
3 S. ballotaeflora 21.80 23.25 19.84 23.17
4 A. constricta 39.51 47.96 46.21 47.72
5 L. berlandieri 36.89 44.28 34.68 40.67
6 J. dioica 15.92 8.77 10.58 10.26
7 A. canescens 45.57 25.91 38.54 27.62
300 300 300 300

1) Parthenium incanum, Larrea tridentata, Salvia ballotaeflora, Acacia constricta, Lycium. berlandieri, Jatropha dioica, Atriplex canescens.

En suelo profundo (tabla 2), se tiene qué Parthenium incanum, es la que presenta mayor peso ecológico (105.8), seguida por Acacia constricta (46.2). Para el caso del testigo en ambos suelos, Parthenium incanum presentó el mayor peso ecológico (98.94), seguida por Larrea tridentata (52.04), el resto de las especies mostraron valores menores.

 <italic>Abundancia relativa (Ar)</italic>

Para la variable de Abundancia relativa, para ambas comunidades con suelo somero y profundo (tabla 3), de determinó que, en el área restaurada con suelo somero, los valores más altos los mostraron P. incanum (4477 individuos por hectárea), seguida por A. canescens (482 individuos por hectárea). Para el caso de la comunidad restaurada en suelo profundo se observa la misma tendencia, resultando P. incanum la más abundante (6086 plantas por hectárea), seguida de A. constricta (399 individuos por hectárea). En el área testigo con suelo somero se observa una mayor abundancia de P. incanum (3362 individuos por hectárea), seguida por L. berlandieri (683 plantas por hectárea) mostrando similitud en ambos tipos de suelo para dichas especies.

Abundancia relativa (Ar) para las especies representativas en el ecosistema restaurado expresada en número de individuos por hectárea
Suelo somero Suelo profundo
No. Especies Restauración Testigo Restauración Testigo
1 P. incanum 4477 3362 6086 5200
2 L. tridentata 264 502 325 575
3 S. ballotaeflora 159 417 131 307
4 A. constricta 305 412 399 430
5 L. berlandieri 293 683 236 628
6 J. dioica 235 344 185 73
7 A. canescens 482 31 392 20

Frecuencia de especies

Para la variable de Frecuencia relativa, en ambas comunidades con suelo somero y profundo (tabla 4), se tiene que, en el área restaurada con suelo somero, los valores más altos los mostró P. incanum (100%), seguida por L. tridentata (83%). Para el caso de la comunidad restaurada en suelo profundo se observa a P. incanum (100%), seguida de A. canescens (84%). En el área testigo con suelo somero se observa una mayor frecuencia para P. incanum (100%), seguida de L. berlandieri (97%), y para el testigo en suelo profundo se encontró el máximo valor para P. incanum (100%) y A. constricta (97%).

Frecuencia Relativa (Fr) para las especies representativas en los ecosistemas de interés, expresada en porcentaje de aparición
Suelo somero Suelo profundo
No. Especies Restauración Testigo Restauración Testigo
1 P. incanum 100 100 100 100
2 L. tridentata 83 94 80 96
3 S. ballotaeflora 57 76 61 67
4 A. constricta 56 92 90 97
5 L. berlandieri 73 97 71 93
6 J. dioica 58 60 41 39
7 A. canescens 79 13 84 43

Dominancia relativa

Para la variable de dominancia relativa (Dr) (tabla 5), en ambas comunidades con suelo somero y profundo (tabla 9), se registró que, en el área restaurada con suelo somero, los valores más altos los mostraron A. constricta (90.00 m2), seguida por A. canescens (84.50 m2). Para el caso de la comunidad restaurada en suelo profundo se observa a L. tridentata (77.37m2) seguida de A. constricta (74.12 m2) En el área testigo con suelo somero se observa una mayor dominancia de L. tridentata (64.75 m2) seguida de A. constricta (60.87 m2) y, para el testigo en suelo profundo se encontró el máximo valor para A. constricta (84.50 m2) y, posteriormente L. tridentata (73.12 m2).

Dominancia relativa (Dr) de las especies representativas del ecosistema monitoreado, expresada en porcentaje
Suelo somero Suelo profundo
No. Especies Restauración Testigo Restauración Testigo
1 P. incanum 28.50 22.5 26.00 30.00
2 L. tridentata 77.75 64.75 77.37 73.12
3 S. ballotaeflora 30.50 23.25 20.37 20.25
4 A. constricta 90.00 60.87 74.12 84.50
5 L. berlandieri 67.50 46.37 56.37 56.37
6 J. dioica 2.50 1.76 1.32 1.97
7 A. canescens 84.50 0.00 54.37 0.00

Para la variable de dominancia relativa (Dr), en ambas comunidades con suelo somero y profundo, se registró que en el área restaurada con suelo somero, los valores más altos los mostraron A. constricta (90.00 m2), seguida por A. canescens (84.50 m2). Para el caso de la comunidad restaurada en suelo profundo se observa a L. tridentata (77.37m2) seguida de A. constricta (74.12 m2) En el área testigo con suelo somero se observa una mayor dominancia de L. tridentata (64.75 m2) seguida de A. constricta (60.87 m2) y, para el testigo en suelo profundo se encontró el máximo valor para A. constricta (84.50 m2) y, posteriormente L. tridentata (73.12 m2).

A su vez, se tiene que L. tridentata y A. constricta muestran una tendencia similar sobre el resto de las especies a la observada por Pequeño et al. (2012) quienes reportan una dominancia marcada con Vachellia farnesiana y Prosopis glandulosa sobre el resto de la comunidad en el matorral espinoso tamaulipeco, con el 74% de la dominancia absoluta, mientras el 26% está dividido entre las especies restantes.

Para el caso de la comparación entre las comunidades estudiadas, se tiene que existió diferencia significativa (P≤0.05) entre tipo de suelo, como una respuesta a la disponibilidad de nutrientes. Estos resultados coinciden con los obtenidos por Alanis et. al. (2008), quienes observaron diferencias significativas al comparar áreas de matorral espinoso con diferente historial de manejo. En relación con la diversidad de especies (DE), se obtuvo que los valores para el área revegetada resultaron ser ligeramente menores en comparación de sus testigos para ambos tipos de suelo, sin embargo, en cuanto a la especie de interés (A. canescens), se observó que es la especie mayormente favorecida, con un diferencial de 707% y 943% para área tratada en suelo somero y profundo, respectivamente. Para la variable de Valor de Importancia de las especies (IVI), se determinó que Atriplex canescens resultó ser la especie más relevante, seguida por Parthenium incanum, en relación con el resto de las especies, éstas observaron un ligero descenso con la aplicación del tratamiento.

 Análisis de varianza para el total de tratamientos y sus testigos en las comunidades en estudio.

Los resultados obtenidos en relación con el análisis de varianza (tabla 6) permiten demostrar que existe diferencia significativa (P < .05) entre bloques, y diferencia altamente significativa (P < .01) para tipos de suelo (factor B), especies (factor C) y las interacciones entre tratamiento vs especies (A x C) y tipos de suelo vs especies (B x C) lo cual pone de manifiesto el efecto de los tratamientos y tipo de suelo sobre las especies que conforman la comunidad en estudio.

Análisis de varianza para las comunidades y tratamientos implicados en el presente estudio<bold>.</bold>
F. V. G. L. S. C. C. M. F. P > F.
Bloques 3 1299568.0000 433189.343750 3.1417 0.029
Factor A 1 283816.0000 283816.0000 2.0618 0.151
Factor B 1 1167062.0000 1166072.0000 8.4212 0.005
Factor C 6 275863040.00 45977172.0000 334.0122 0.000
A x B 1 7352.0000 7352.0000 0.0534 0.813
A x C 6 4255352.0000 709225.3125 5.1523 0.000
B x C 6 6175880.0000 1029313.3125 7.4777 0.000
A x B x C 6 349160.0000 58193.332031 0.4228 0.862
Error 81 11149744.0000 137651.15625
Total 111 300549984.0000

C. V. 35.5636 %.

Lo anterior permite asumir que la diferencia encontrada en tipos de suelo (factor B) es debida a una mayor disponibilidad de capa arable en suelo profundo, lo cual trae como consecuencia una mayor disponibilidad de nutrientes y un mayor desarrollo del sistema radical de las especies en cuestión. Para el caso de la diferencia estadística entre especies (factor C), se infiere que ésta se deriva de la presencia de especies dominantes en el ecosistema como lo es el caso de P. incanum sobre el resto de la comunidad. En referencia a la diferencia encontrada entre tratamientos y especies (A x C), se tiene que existen especies que se ven más favorecidas con la aplicación de la práctica en cuestión como lo son J. dioica y A. canescens, ya que éstas son especies disclímax, las cuales responden a la generación de un disturbio y otras que presentaron mejor desarrollo en la parcela testigo como lo son A. constricta y L. berlandieri. Las cuales mantienen valores superiores en las parcelas testigo a comparación de las áreas tratadas debido a su capacidad de desarrollo y propagación en suelos poco disturbados y que miestran cierto grado de compactación. Para la interacción entre tipos de suelo vs especies (B x C), se infiere un efecto similar a la interacción anterior (A x C) ya que la profundidad de suelo favorece a especies como P. incanum, A. Constricta y A. canescens ya que son especies que desarrollan mejor en suelos más profundos a comparación del resto de las especies representativas del ecosistema.

La tabla 7 muestra los resultados de la comparación de medias en suelo somero, dentro de lo cual se destaca que P. incanum con 4477 individuos por hectárea, es diferente estadísticamente (P< .05) en suelo somero a su misma especie en el área testigo. El resto de las especies no muestran diferencias significativas entre sí para ambas comunidades, sin embargo, se observa una disminución notoria en el área tratada a comparación con el testigo, lo cual indica que el tratamiento limitó la diversidad del resto de las especies en el ecosistema debido a la remoción de la vegetación original en el sitio con suelo marginal.

<bold> <italic>Comparación de medias de las especies en el área tratada vs testigo con suelo somero (Tukey = 909.9111</italic>)</bold>
No. Especies Restauración vs Testigo
1 P. incanum 4477 a 33r62 b
2 L. tridentata 264 a 502 b
3 S. ballotaeflora 159 a 417 b
4 A. constricta 305 a 412 b
5 L. berlandieri 293 a 683 b
6 J. dioica 235 a 344 b
7 A. canescens 482 a 31 b

Tabla 8: muestra los resultados de la comparación de medias de las especies en el área tratada vs testigo con suelo profundo, dentro de lo cual se destaca que P. incanum en suelo profundo y su testigo son diferentes estadísticamente (P< .05) con 6086 y 5200 plantas por hectárea, a su vez, el resto de la comunidad, mostró una tendencia al decremento con el efecto del disturbio generado a partir del ecosistema de referencia.

Comparación de medias de las especies en el área tratada vs testigo con suelo profundo (Tukey = 909.9111)
No. Especies Restauración vs Testigo
1 P. incanum 6086 a 5200 b
2 L. tridentata 325 a 575 b
3 S. ballotaeflora 131 a 307 b
4 A. constricta 399 a 430 b
5 L. berlandieri 236 a 628 b
6 J. dioica 185 a 73 b
7 A. canescens 392 a 20 b

CONCLUSIÓN

Los resultados derivados de la determinación de Diversidad de Especies a través del Índice de Shannon demuestran que la diversidad resulto mayor en las áreas testigo a comparación de las parcelas tratadas, como una respuesta al efecto de disturbio generado con el preaclareo así como la construcción de curvas a nivel realizadas para la implementación de las plántulas de A. canescens en el área experimental, sin embargo cuando se llevó a cabo la comparación de medias para tratamientos, se determinó que no existe diferencia significativa entre éstos. A su vez La revegetación con A. canescens en ambos tipos de suelo no impacta al ecosistema en estudio, por lo cual es pertinente su aplicación para mejorar el incremento en la producción forrajera y la diversidad animal, con base a sus atributos forrajeros y nutricionales.

En el sentido ecológico, es pertinente concluir qué a 10 años de haber sido aplicada la técnica de rehabilitación en el ecosistema de estudio, un ligero impacto sobre las especies arbustivas representativas de la comunidad rehabilitada respecto a Diversidad (DE) y Valor de Importancia (IVI) de las especies, razón por la cual es recomendable la revegetación con Atriplex canescens en ecosistemas con características similares existentes en el Sur del Desierto Chihuahuense, sin comprometer ni poner en riesgo la diversidad de los mismos.

A pesar de observar una menor biodiversidad en las áreas tratadas, no es pertinente afirmar de manera categórica que la práctica realizada afecta negativamente al ecosistema en cuestión hasta no obtener la información de un segundo monitoreo (a 20 años) o incluso una tercera medición (a 30 años), datos que nos permitirán determinar si en realidad se generó un impacto negativo sobre las poblaciones presente, ya que éstas especies presentan ciclos de vida que fluctúan entre 15 y 25 años.

 RECOMENDACIÓN

Para fines productivos, es pertinente recomendar a la especie Atriplex canescens (costilla de vaca) como una excelente alternativa forrajera, especialmente para rumiantes mayores (bovinos) y menores (ovinos y caprinos), en los pastizales del Norte de México ubicados, al Sur del Desierto Chihuahuense, siempre y cuando no se lleven a cabo prácticas destructivas de preparación de cama de siembra, tratando de evitar erosión del suelo presente en cada ecosistema en particular.

 LITERATURA CITADA Aguirre C, Hoth J, Lafón A. 2012. Estrategia para la conservación de los pastizales del Desierto Chihuahuense. Nature Conservancy. http://www.nature.org/HASH01bdd0a3e68cf84652938337 Aguirre C Hoth J Lafón A. 2012 Estrategia para la conservación de los pastizales del Desierto Chihuahuense Nature Conservancy http://www.nature.org/HASH01bdd0a3e68cf84652938337 Alanís-Rodríguez E, Jiménez-Pérez J, Aguirre-Calderón O, Treviño-Garza E, Jurado-Ybarra E, González-Tagle M. 2008. Efecto del uso del suelo en la fitodiversidad del matorral espinoso tamaulipeco. Ciencia UANL 11(1):56-62. 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Present work shows the results obtained from an screening on a revegetated area of desert scrub in the Chihuahua Desert, to know the structure and composition of the shrub community to identify changes 10 years after revegetation with Atriplex canescens (Costilla de Vaca), on shallow and deep soils, evaluating: 1) Species Diversity (DE); 2) Value of importance of the species (IVI); Relative Abundance (Ar), Relative Dominance (Dr) and, Relative Frequency (Fr). The practice was applied on thinning with level curves using a randomized block design with 5 repetitions with 50m2 transects. Subsequently, it was determined that there is a decrease in Species Diversity (DE) of 20.44 in shallow soil and 12.21 in deep soil, compared to control groups. For Value of Importance (IVI), they stand out in shallow soil Parthenium incanum and Atriplex canescens with 99.23 and 45.57, respectively, and in deep soil P. incanum and A. constricta with 98.53 and 46.21, respectively. A significant difference (P≤0.05) was observed in response to type of soil. In conclusion, Atriplex canescens shows an interesting Important Value (IVI), which determines its viability of their application in ecosystems with similar characteristics.

 Keywords: monitoring revegetation diversity ecosystem shrublands INTRODUCTION

The expansion of the human population has disturbed the native environments, putting at risk the biological diversity due to the growing disturbed areas, bringing with it an increase in the pressure on the natural resources (Gutiérrez, 2008, Aguirre et al., 2012), being currently the conservation of biological diversity one of the goals of ecosystem management in an ecologically sustainable sense. In turn, shrubs were considered as competing plants for reforestation and replanting programs, when in reality they are facilitating species for the establishment of species in diverse environments (Freckleton et al., 2009; CONABIO, 2012). Currently, there is a history of conducting various scientific studies related to shrub species, studies on the analysis and measurement of biomass (Muñoz-Reyes, 2011), damage by meteorological factors, relationships between vegetation and physical factors (Boyd and Davies, 2010), composition and structure (Molina et al., 2013; Alanis et al., 2013); studies of woody species under different management (Pequeño-Ledezma et al., 2012; Jiménez et al., 2013). On the other hand, Mora et al. (2013) carried out an investigation to determine the effect of livestock on the natural scrub, determining finally that the effect of livestock grazing stimulates a low similarity between the species of the area studied compared to the control ecosystem. The purpose of the present work was to carry out the first monitoring to evaluate the effect of the revegetation practice with Atriplex canescens (ie, "costillas de vaca") on the community of shrub species present in the study area in order to determine the presence of negative effect on the populations of the representative species of the community within a period of ten years after its implementation. Finally, the results obtained show that there is no significant difference in the treated ecosystem compared to the control ecosystem, determining in turn the viability of Atriplex canescens in the shrub community as an option for the increase of forage production in ecosystems similar to the study area. The reason why only the shrub layer was evaluated, is because they are species with a more constant presence in the ecosystem of interest, since grasses are more ephemeral species that may or may not be present at the time of monitoring (at 10 o'clock) years of applying the practice of revegetation given their inter-specific relationships derived from the phenomenon of plant succession and their strong dependence on the climatic precipitation prevailing in the ecosystem of interest, however it is pertinent to mention that the present is the first of three monitoring they will be carried out in the community of interest with an interval of 10 years in order to obtain more precise information about the ecological impact of the practice in question.

 MATERIAL AND METHODS

The present monitoring was carried out in the "El Halcón" Experimental Ranch located in the northeast of Zacatecas state, in Villa de Cos municipality, Zacatecas, under the coordinates 23 ° 27 '36 "LN and 102 ° 10' 14" LO ; at an altitude of 1,975 m a.s.l (Google Earth, 2011), considered the southern end of the Chihuahuan Desert (Granados-Sánchez et al., 2011). This ecosystem is characterized for being an overgrazed area due to the management to which it has been subjected over the last decades, showing a high presence of shrub species and to a lesser degree of perennial growing herbaceous. The vegetation that is present is of the type "Desert Microphyllous scrublands”", coexisting the species Atriplex canescens, Parthenium incanum, Acacia constricta, Larrea tridentata, Lycium berlandieri, Salvia ballotaeflora, among others. According to the Koeppen classification of 1962, the climate of the region is defined as type BW with an average annual temperature of 17.5 ° C (Patton, 1962). The annual rainfall amounts to 357.8 mm on average during the last decade. The soil is of the litosol type, and shows a shallow sandy loam arable layer (Alanís-Rodríguez et al., 2015), once the "A" horizon is exceeded, the parent rock is found, sampling a slope that fluctuates from 0.50 to 0.75 percent.

For the initial execution of the test, A. canescens seedlings were used, which were established under structures for water harvesting (level curves) with distances between plants of 1.5 m, being established in strips of 15 m of amplitude in one surface of 22 hectares. The information coming from the plots was used to determine the quantitative evaluation of shrub species.

Investigation methodology

The basic idea of the study lies in the realization of monitoring at 10, 20 and 30 years from the execution of the aforementioned practice in order to analyze the impact of the same on the ecosystem based on the analysis of the shrub community. The management history of the ecosystem in question is based on seasonal grazing during the growing season (rainy season), during the last three decades, this management corresponds to a continuous grazing, since only in the dry season cattle were excluded.

The density used was determined from a sampling carried out in a paddock adjacent to the experimental unit, which shows a density of 500 individuals of A. canescens per hectare under seasonal grazing conditions and with similar soil conditions.

The individuals used for the test were 8-month-old seedlings and had an average height of 27 cm in their aerial portion. The seedlings were developed in the nurseries dependent on SEDAGRO - Government of the State, located in Mazapil Municipality, Zacatecas, Mexico.

For the preparation of the sowing bed, a pre-cleaning was carried out with total elimination of the present vegetation, this was done on strips at level corresponding to two thirds of the total surface and a width of 15 m with the construction of curves or borders at the level of 30 cm on average.

Once the conditions of saturation of water in soil were presented, after a 25mm rainfall event for a period of 2.5 hours, depressions were made with 1.5 "metal bars and a depth of 20 cm in order to carry out placing the root balls extracted from the germination trays. Once the seedlings were placed, a little pressure was applied in order to allow the contact of the secondary roots with the natural soil in order to facilitate the conductivity of water and nutrients. The distance between plants was 1.5 m. The planting season was the month of September.

The study area was reserved from the moment of planting until the month of July next year (10 months), time in which the established population showed an average height of 80 cm. Afterwards, the cattle were introduced, which used the species in a moderate way, going on to reserve the month of September so as not to use the bushes. From the second year, livestock grazing continued on the area each rainy season.

The individuals of A. canescens present in the control in shallow soil were found 31 and in the case of the control in deep soil 20 individuals per hectare.

Regarding the management of the study site, it is necessary that before the start of the trial, the area was excluded and once the individuals were transplanted, the establishment was expected, for which no additional treatment was applied. After the mentioned precipitation event, there were no rains in what remained of that year. The next rainfall was observed in the month of February with a 15 mm event and later until June. It is worth mentioning that the representative species of the shrub layer were taken into account, as faithful indicators of ecological degradation, due to their longevity, a factor that will allow us to obtain reliable information at 10, 20 and 30 years of observation to determine the impact generated.

 Variables of study

Diversity of species:

The Shannon index (Shannon, 1949; Spellerberg and Fedor, 2003) was used to determine the diversity of species, which is obtained under the following formula:

H´=∑i-1Sp*In(Pi)

Where: H’ = Diversity

S = Number of species present

In = Natural logarithm

pi = Proportion of species ni/N

ni = individual number of species

N = Total number of individuals.

Value of importance of the species or Specific Weight (PE): This parameter takes into account, the relative abundance (Ar), relative frequency (Fr) and the relative dominance (Dr) of the species present in the stand (Magurran, 1989) from the following formulas:

Ar=nN*100 Dr=área de copa de la especie iárea de copa total*100 Fr=número de apariciones de una especieN total de observaciones*100

Given the previous equations, we can determine the Specific Weight of the indicator species in the ecosystem, which is determined through the following formula:

P E=∑∑iFr.∑iAr. ∑iDr.

This equation includes the results of relative abundance (Ar), relative frequency (Fr) and relative dominance for each species in particular.

 RESULTS AND DISCUSSION Diversity of species

In relation to the Shannon index for both communities with shallow soil (table 1), it was found that the diversity of species is higher in the control ecosystem (1,355), compared to the restored ecosystem (1,078) with a differential of 21.45 %. For the communities with deep soil (Table 1), it was determined that the diversity is higher for the control (1.015), compared to the restoration (0.891) with a differential of 13.22%. Individually, for the case of the site restored in shallow soil, the most outstanding species was found to be Parthenium incanum (0.236), followed by Atriplex canescens (0.198). In the case of the community restored in deep soil, Parthenium incanum (0.190) stood out, followed by Acacia constricta (0.153).

Diversity of species in the revegetated community (Shannon´s index)
Shallow soil Deep soil
Nu. Species1 Treated area Control Treated area Control
1 P. incanum 0.236 0.314 0.190 0.237
2 L. tridentata 0.134 0.213 0.133 0.201
3 S. ballotaeflora 0.094 0.190 0.069 0.134
4 A. constricta 0.148 0.189 0.153 0.168
5 L. berlandieri 0.144 0.253 0.106 0.212
6 J. dioica 0.124 0.168 0.089 0.046
7 A. canescens 0.198 0.028 0.151 0.016
1.078 1.355 0.891 1.015

1) Parthenium. incanum, Larrea tridentata, Salvia ballotaeflora, Acacia constricta, Lycium berlandieri, Jatropha dioica, A. canescens

The fact of working only with the seven mentioned species obeys to suggestions of committee of thesis based on the species that resulted with a frequency greater than 5 % in the sampling count by plots.

 Importance Value of Species

The indicators related to the value of importance of the species (IVI) (table 2) in the ecosystem restored in shallow soil, show that Parthenium incanum presents the highest values (99.2), followed by Atriplex canescens (45.6).

In deep soil (table 2), we have what Parthenium incanum, which has the greatest ecological weight (105.8), followed by Acacia constricta (46.2). In the case of the control in both soils, Parthenium incanum had the highest ecological weight (98.94), followed by Larrea tridentata (52.04), the rest of the species showed lower values.

Value of importance (IVI) for the representative species of the ecosystem in shallow soil
Shallow Deep soil
Nu. Species Treated area Control Treated area Control
1 P. incanum 99.23 98.94 105.83 98.53
2 L. tridentata 41.08 50.89 44.32 52.04
3 S. ballotaeflora 21.80 23.25 19.84 23.17
4 A. constricta 39.51 47.96 46.21 47.72
5 L. berlandieri 36.89 44.28 34.68 40.67
6 J. dioica 15.92 8.77 10.58 10.26
7 A. canescens 45.57 25.91 38.54 27.62
300 300 300 300

1)Parthenium incanum, Larrea tridentata, Salvia ballotaeflora, Acacia constricta, Lycium. berlandieri, Jatropha dioica, Atriplex canescens.

 Relative abundance (Ar)

For the variable of relative abundance, for both communities with shallow and deep soil (table 3), it was determined that, in the restored area with shallow soil, the highest values were shown by P. incanum (4477 individuals per hectare), followed by A. canescens (482 individuals per hectare). In the case of the community restored in deep soil, the same tendency is observed, with P. incanum being the most abundant (6086 plants per hectare), followed by A. constricta (399 individuals per hectare). In the control area with shallow soil a greater abundance of P. incanum (3362 individuals per hectare) is observed, followed by L. berlandieri (683 plants per hectare) showing similarity in both types of soil for these species.

Relative abundance (Ar) for the representative species in the restored ecosystem expressed in number of individuals per hectare
Shallow soil Deep soil
Nu. Species Restoration Control Restoration Control
1 P. incanum 4477 3362 6086 5200
2 L. tridentata 264 502 325 575
3 S. ballotaeflora 159 417 131 307
4 A. constricta 305 412 399 430
5 L. berlandieri 293 683 236 628
6 J. dioica 235 344 185 73
7 A. canescens 482 31 392 20

Species frequency

For the variable of relative frequency, in both communities with shallow and deep soil (table 4), it was found that, in the area restored with shallow soil, the highest values were shown by P. incanum (100%), followed by L. tridentata (83%). In the case of the community restored in deep soil, P. incanum (100%) is observed, followed by A. canescens (84%). In the control area with shallow soil a greater frequency was observed for P. incanum (100%), followed by L. berlandieri (97%), and for the control in deep soil the maximum value for P. incanum was found (100%) and A. constricta (97%).

Relative Frequency (Fr) for the representative species in the ecosystems of interest, expressed in percentage of appearance
Shallow soil Deeo soil
Nu. Species Restoration Control Restoration Control
1 P. incanum 100 100 100 100
2 L. tridentata 83 94 80 96
3 S. ballotaeflora 57 76 61 67
4 A. constricta 56 92 90 97
5 L. berlandieri 73 97 71 93
6 J. dioica 58 60 41 39
7 A. canescens 79 13 84 43

Relative dominance

For the variable of relative dominance (Dr) (table 5), in both communities with shallow and deep soil (table 9), it was recorded that, in the restored area with shallow soil, the highest values were shown by A. constricta (90.00) m2), followed by A. canescens (84.50 m2). For the case of the community restored in deep soil L. tridentata (77.37m2) followed by A. constricta (74.12 m2) is observed In the control area with shallow soil a greater dominance of L. tridentata (64.75 m2) is observed followed of A. constricta (60.87 m2) and, for the control in deep soil, the maximum value was found for A. constricta (84.50 m2) and, later L. tridentata (73.12 m2).

Relative dominance (Dr) of the representative species of the monitored ecosystem, expressed as a percentage
Shallow soil Deep deep
Nu. Species Restoration ontro Control Restoration Control Control
1 P. incanum 28.50 22.5 26.00 30.00
2 L. tridentata 77.75 64.75 77.37 73.12
3 S. ballotaeflora 30.50 23.25 20.37 20.25
4 A. constricta 90.00 60.87 74.12 84.50
5 L. berlandieri 67.50 46.37 56.37 56.37
6 J. dioica 2.50 1.76 1.32 1.97
7 A. canescens 84.50 0.00 54.37 0.00

For the variable of relative dominance (Dr), in both communities with shallow and deep soil, it was recorded that in the restored area with shallow soil, the highest values were shown by A. constricta (90.00 m2), followed by A. canescens (84.50 m2). For the case of the community restored in deep soil L. tridentata (77.37m2) followed by A. constricta (74.12 m2) is observed In the control area with shallow soil a greater dominance of L. tridentata (64.75 m2) is observed followed of A. constricta (60.87 m2) and, for the control in deep soil, the maximum value was found for A. constricta (84.50 m2) and, later L. tridentata (73.12 m2).

In turn, L. tridentata and A. constricta show a similar trend over the rest of the species to that observed by Pequeño et al. (2012) who report a dominance marked with Vachellia farnesiana and Prosopis glandulosa on the rest of the community in the thorny scrub of Tamaulipas, with 74% of absolute dominance, while 26% is divided among the remaining species.

For the case of the comparison between the communities studied, there has been a significant difference (P≤0.05) between soil types, as a response to the availability of nutrients. These results coincide with those obtained by Alanis et. al. (2008), who observed significant differences when comparing areas of thorny scrub with different management history. In relation to the diversity of species (DE), it was obtained that the values for the revegetated area turned out to be slightly smaller compared to their controls for both types of soil, however, as regards the species of interest (A. canescens), it was observed that it is the most favored species, with a differential of 707% and 943% for area treated in shallow and deep soil, respectively. For the variable of Importance Value of the species (IVI), it was determined that Atriplex canescens was the most relevant species, followed by Parthenium incanum, in relation to the rest of the species, they observed a slight decrease with the application of the treatment .

 Analysis of variance for the total number of treatments and their controls in the communities under study

The results obtained in relation to the analysis of variance (table 6) show that there is a significant difference (P <.05) between blocks, and a highly significant difference (P <.01) for soil types (factor B), species (factor C) and the interactions between treatment vs species (A x C) and soil types vs. species (B x C) which shows the effect of the treatments and type of soil on the species that make up the community under study.

Analysis of variance for the communities and treatments involved in the present study.
F. V. G. L. S. C. C. M. F. P > F.
Blocks 3 1299568.0000 433189.343750 3.1417 0.029
Factor A 1 283816.0000 283816.0000 2.0618 0.151
Factor B 1 1167062.0000 1166072.0000 8.4212 0.005
Factor C 6 275863040.00 45977172.0000 334.0122 0.000
A x B 1 7352.0000 7352.0000 0.0534 0.813
A x C 6 4255352.0000 709225.3125 5.1523 0.000
B x C 6 6175880.0000 1029313.3125 7.4777 0.000
A x B x C 6 349160.0000 58193.332031 0.4228 0.862
Error 81 11149744.0000 137651.15625
Total 111 300549984.0000

C. V. 35.5636 %.

This allows us to assume that the difference found in soil types (factor B) is due to a greater availability of arable layer in deep soil, which results in a greater availability of nutrients and a greater development of the root system of the species in question. For the case of the statistical difference between species (factor C), it is inferred that this is derived from the presence of dominant species in the ecosystem such as the case of P. incanum over the rest of the community. In reference to the difference found between treatments and species (A x C), there are species that are more favored with the application of the practice in question such as J. dioica and A. canescens, since these are disclimax species, which respond to the generation of a disturbance and others that presented better development in the control plot, such as A. constricta and L. berlandieri. They maintain higher values in the control plots compared to the treated areas due to their capacity for development and propagation in low disturbed soils and which demonstrate a certain degree of compaction. For the interaction between soil types vs species (B x C), an effect similar to the previous interaction (A x C) is inferred since the soil depth favors species such as P. incanum, A. Constricta and A. canescens since they are species that develop better in deeper soils compared to the rest of the representative species of the ecosystem.

Table 7 shows the results of the comparison of means in shallow soil, within which it is highlighted that P. incanum with 4477 individuals per hectare, it is statistically different (P<.05) in shallow soil to its same species in the area witness. The rest of the species do not show significant differences between them for both communities, however, there is a noticeable decrease in the treated area compared to the control, which indicates that the treatment limited the diversity of the rest of the species in the ecosystem due to the removal of the original vegetation at the site with marginal soil.

Comparison of means of the species in the treated area vs control with shallow soil (Tukey = 909.9111)
Nu. Species Restoration vs Control
1 P. incanum 4477 a 3362 b
2 L. tridentata 264 a 502 b
3 S. ballotaeflora 159 a 417 b
4 A. constricta 305 a 412 b
5 L. berlandieri 293 a 683 b
6 J. dioica 235 a 344 b
7 A. canescens 482 a 31 b

Table 8: shows the results of the comparison of means of the species in the treated area vs control with deep soil, within which it is highlighted that P. incanum in deep soil and its control are statistically different (P <.05) with 6086 and 5200 plants per hectare, in turn, the rest of the community, showed a tendency to decrease with the effect of the disturbance generated from the reference ecosystem.

Comparison of means of the species in the treated area vs control with deep soil (Tukey = 909.9111)
Nu. Species Restoration vs Control
1 P. incanum 6086 a 5200 b
2 L. tridentata 325 a 575 b
3 S. ballotaeflora 131 a 307 b
4 A. constricta 399 a 430 b
5 L. berlandieri 236 a 628 b
6 J. dioica 185 a 73 b
7 A. canescens 392 a 20 b

CONCLUSION

The results derived from the determination of Species Diversity through the Shannon Index show that the diversity was greater in the control areas compared to the plots treated, as a response to the disturbance effect generated with the pre-clamp as well as the construction of curves At the level carried out for the implementation of A. canescens seedlings in the experimental area, however, when the comparison of means for treatments was carried out, it was determined that there is no significant difference between them. In turn revegetation with A. canescens in both types of soil does not impact the ecosystem under study, so its application is relevant to improve the increase in forage production and animal diversity, based on its forage and nutritional attributes.

The results derived from the determination of Species Diversity through the Shannon Index show that the diversity was greater in the control areas compared to the plots treated, as a response to the disturbance effect generated with the pre-clamp as well as the construction of curves At the level carried out for the implementation of A. canescens seedlings in the experimental area, however, when the comparison of means for treatments was carried out, it was determined that there is no significant difference between them. In turn Revegetation with A. canescens in both types of soil does not impact the ecosystem under study, so its application is relevant to improve the increase in forage production and animal diversity, based on its forage and nutritional attributes.

Despite observing a lower biodiversity in the treated areas, it is not pertinent to affirm categorically that the practice carried out negatively affects the ecosystem in question until obtaining the information of a second monitoring (at 20 years) or even a third measurement (a 30 years), data that will allow us to determine if a negative impact was actually generated on the populations present, since these species have life cycles that fluctuate between 15 and 25 years.

 RECOMMENDATION

For productive purposes, it is pertinent to recommend the species Atriplex canescens (costilla de vaca) as an excellent forage alternative, especially for larger (bovine) and smaller ruminants (sheep and goats), in the northern Mexican grasslands located south of the Desert Chihuahuan, as long as no destructive practices of preparation of seedbed are carried out, trying to avoid soil erosion present in each ecosystem in particular.