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Trabajo Fin de Grado Efectos directos e inmediatos de una quema prescrita de erizón (Echinospartum horridum) sobre las propiedades físicas y químicas del suelo (Torla, Pirineo Central). Direct and immediate effects of a prescribed burning of erizon (Echinospartum horridum) on the physical and chemical properties of the soil (Torla, Central Pyrenees). Autor Elena Vaquero Almárcegui Director David Badía Villas ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR 2020 Agradecimientos Querría agradecer a todas las personas que han hecho posible este trabajo. A David Badía, por su dirección, orientación y ayuda en todo momento; a Clara Martí, por echarme una mano con la parte estadística, y por último, a Asunción Callizo y Belén Aguado, por haberme ayudado en el laboratorio. Resumen En los últimos años, como consecuencia de una serie de cambios socioeconómicos, los pastos del Pirineo Central han sufrido un abandono y una posterior recolonización por parte de algunas especies arbustivas como el erizón (Echinospartum horridum). Para recuperar estas comunidades pascícolas, se planteó el uso de quemas prescritas, las cuales consisten en el uso planificado del fuego para lograr unos objetivos precisos. Los efectos que estas quemas producen sobre el suelo son muy heterogéneos, aunque siempre se han limitado a un escaso espesor. En este trabajo se estudia el efecto directo e inmediato que una quema prescrita produce sobre determinadas propiedades físicas y químicas del suelo en Lusarre, dentro del municipio de Torla-Ordesa (Sobrarbe, Huesca). Antes de la quema y tres días después, se muestreó un espesor de 0-3 cm del horizonte Ah y se determinó su pH, conductividad eléctrica, carbono orgánico oxidable y disuelto, humedad, color, persistencia de la repelencia al agua, estabilidad estructural y densidad aparente. Antes de la quema, también se muestreó el horizonte orgánico y el erizón en fresco, para caracterizar el material combustible mediante la obtención de su biomasa y humedad. Dada la desinformación sobre el suelo en la zona de estudio, se caracterizó y clasificó (WRB) un perfil edáfico en la misma, mediante la determinación de sus propiedades físicoquímicas habituales. Entre los resultados obtenidos, destaca que el material combustible presenta una escasa biomasa y humedad. El suelo objeto de estudio es somero, está descarbonatado, tiene un pH neutro, su textura es franca, su estabilidad estructural elevada y el contenido en materia orgánica en el horizonte Ah es alto. En base a sus propiedades se clasifica como Eutric Leptic Regosol (Loamic, Humic). La quema prescrita ha tenido efectos significativos sobre la conductividad eléctrica y la estabilidad estructural, que aumentaron tras la quema, y sobre la densidad aparente, que disminuyó. El resto de las propiedades no se han visto alteradas significativamente, aunque algunas de ellas, como el carbono orgánico disuelto y la persistencia a la repelencia al agua, aumentaron considerablemente tras el fuego. Palabras clave: quemas prescritas, matorralización, propiedades edáficas, material combustible, pastos. Abstract In recent years, as a result of several socio-economic changes, the grasslands of the Central Pyrenees have suffered an abandoment and a subsequent recolonization by some shrub species such as the Echinospartum horridum. In order to recover this grasslands, the use of prescribed burns was proposed, which consist in the planned use of fire to achieve an specific objetive. The effects that these burns produce on the soil are very heterogeneous, although they always have been limited to a narrow thickness. This work studies the direct and immediate effects that a prescribed burning produce on certain physical and chemical properties of a soil in Lusarre, belonging to Torla-Ordesa (Sobrarbe, Huesca). Before the burning and tree days later, a 0-3 cm thickness of the Ah horizon was sampled and the following soil properties were determined: pH, electrical conductivity, oxidizable and dissolved organic carbon, moisture, colour, persistence of soil water repellency, aggregate stability and bulk density. Before the burning, the organic layer and fresh Echinospartum horridum were also sampled to characterize the combustible material and obtain the fuel load and moisture. Due to the lack of information of the soil in the study area, a soil profile was characterized and classified (WRB) by determining its standard physico-chemical properties. Among the results obtained, it should be noticed that the fuel has a low biomass and moisture. The soil under study is shallow, descarbonated, has a neutral pH, loam texture, high aggregate stability and high levels of organic matter in the Ah horizon. Based on its properties, the soil was classified as Eutric Leptic Regosol (Loamic, Humic). The prescribed burn has significant effects on the electrical conductivity and aggregate stability, which has increased after the burning, and on the bulk density, which has decreased. The rest of the properties have not been significanly altered, although some of them, like disolved organic carbon and the persistence of soil water repellency, increase considerably after the fire. Key words: prescribed burnings, shrub encroachment, soil properties, combustible material, grasslands. Índice 1. Introducción ............................................................................................. 1 1.1. Los pastos de montaña ........................................................................... 1 1.1.1. Abandono de pastos y proceso de matorralización ....................... 1 1.1.2. Importancia de los pastos de montaña ......................................... 3 1.2. El erizón ........................................................................................... 4 1.3. Quemas prescritas ........................................................................... 5 1.4. Efectos del fuego sobre las propiedades del suelo ........................... 7 1.5. Efectos del fuego sobre las propiedades del suelo estudiadas ......... 9 1.5.1. Efectos sobre el pH ...................................................................... 9 1.5.2. Efectos sobre la conductividad eléctrica ..................................... 10 1.5.3. Efectos sobre el carbono orgánico oxidable y el carbono orgánico disuelto 10 1.5.4. Efectos sobre la humedad .......................................................... 11 1.5.5. Efectos sobre el color ................................................................. 11 1.5.6. Efectos sobre la hidrofobicidad ................................................... 12 1.5.7. Efectos sobre la estabilidad estructural....................................... 13 1.5.8. Efectos sobre la densidad aparente ............................................ 14 2. Justificación ........................................................................................... 15 3. Objetivos ............................................................................................... 17 4. Material y métodos ................................................................................ 18 4.1. Área de estudio .............................................................................. 18 4.1.1. Situación geográfica ................................................................... 18 4.1.2. Características climáticas ........................................................... 18 4.1.3. Vegetación ................................................................................. 19 4.2. Quema prescrita y muestreo ........................................................... 19 4.3. Metodología analítica ...................................................................... 21 4.3.1. Preparación de las muestras para el análisis .............................. 21 4.3.2. Procedimientos analíticos ........................................................... 21 4.3.3. Análisis estadístico ..................................................................... 35 5. Resultados y discusión .......................................................................... 36 5.1. Caractericación del material combustible ........................................ 36 5.1.1. Biomasa ..................................................................................... 36 5.1.2. Humedad .................................................................................... 37 5.2. Caracterización del perfil edáfico .................................................... 39 5.3. Cambios en el horizonte ah tras la quema prescrita ....................... 42 5.3.1. pH ............................................................................................... 42 5.3.2. Conductividad eléctrica ............................................................... 45 5.3.3. Carbono orgánico oxidable y carbono orgánico disuelto ............. 47 5.3.4. Humedad .................................................................................... 52 5.3.5. Color ........................................................................................... 55 5.3.6. Hidrofobicidad............................................................................. 56 5.3.7. Estabilidad estructural ................................................................ 60 5.3.8. Densidad aparente ..................................................................... 63 6. Conclusiones ......................................................................................... 67 7. Bibliografía ............................................................................................ 68 8. Anexos .................................................................................................. 79 8.1. Anexo i ........................................................................................... 79 8.2. Anexo ii........................................................................................... 80 Índice de tablas Tabla 1: Datos climáticos para el punto con coordenadas X, Y: 735686, 4725118. Fuente: Atlas climático de Aragón............................................................................... 19 Tabla 2: Puntos de muestro en la zona de control (C) según el sistema de referencia espacial UTM ETRS89 Huso 30. ................................................................................ 20 Tabla 3: Puntos de muestro en la zona quemada (Q) según el sistema de referencia espacial UTM ETRS89 Huso 30. ................................................................................ 20 Tabla 4: Procedimientos analíticos llevados a cabo para la determinación de los diferentes parámetros. ................................................................................................ 22 Tabla 5: Clases de suelo en función del pH. Fuente: Badía y Martí (2017). ................ 23 Tabla 6: Interpretación de los valores de la persistencia de la repelencia al agua. Fuente: Doerr et al. 1998. ........................................................................................................ 28 Tabla 7: Interpretación de los valores de estabilidad estructural (% SAS) según el método de tamizado en húmedo de Kemper y Koch (1966)........................................ 30 Tabla 8: Variación del tiempo de sedimentación respecto a la temperatura de la suspensión. Fuente: Badía y Martí (2017). ................................................................. 33 Tabla 9: Valores de la biomasa (g/m2) de erizón y hojarasca (x ± DE) (n = 4). ........... 36 Tabla 10: Biomasa (g/m2) de erizón y hojarasca en los diferentes pastos colonizados. ................................................................................................................................... 36 Tabla 11: Valores de humedad (%) para el erizón y la hojarasca (x ± DE) (n = 4). ..... 37 Tabla 12: Propiedades físico-químicas del perfil edáfico. ............................................ 40 Tabla 13: Valores del pH (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. ................................................................................ 42 Tabla 14: Resumen de las variaciones del pH en los estudios citados. ...................... 44 Tabla 15: Valores de la conductividad eléctrica (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. ....................................... 45 Tabla 16: Resumen de las variaciones en la conductividad eléctrica del suelo en los estudios citados. ......................................................................................................... 46 Tabla 17: Valores del carbono orgánico oxidable y disuelto (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. ......................... 47 Tabla 18: Resumen de las variaciones del carbono orgánico oxidable en los estudios citados. ....................................................................................................................... 50 Tabla 19: Valores del carbono orgánico disuelto (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. ....................................... 51 Tabla 20: Resumen de las variaciones del carbono orgánico disuelto en los estudios citados. ....................................................................................................................... 52 Tabla 21: Valores de Humedad (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. .......................................................................... 52 Tabla 22: Resumen de las variaciones en el contenido de humedad en los estudios citados. ....................................................................................................................... 54 Tabla 23: Valores de brillo y croma en seco (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. ....................................................... 55 Tabla 24: Valores de brillo y croma en húmedo (x± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n = 4) para cada tratamiento. ..................................... 55 Tabla 25:Valores de persistencia de la hidrofobicidad (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. ....................................... 56 Tabla 26: Resumen de las variaciones de la hidrofobicidad en los estudios citados. .. 59 Tabla 27: Valores de estabilidad estructural (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. ....................................................... 60 Tabla 28: Resumen de las variaciones en la estabilidad estructural en los estudios citados. ....................................................................................................................... 62 Tabla 29: Valores de densidad aparente (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. ............................................................ 63 Tabla 30: Resumen de las variaciones de la densidad aparente en los estudios citados. ................................................................................................................................... 65 Tabla 31: Ficha de campo del perfil edáfico. ............................................................... 79 Tabla 32: Matriz de correlación entre muestras control y quemadas (n=8). Profundidad 0-3 cm. ....................................................................................................................... 80 Índice de figuras Figura 1: Erizón durante la temporada de floración. ...................................................... 4 Figura 2: Distribución del erizón (Echinospartum horridum) en los Pirineos. Fuente: Atlas de la flora del Pirineo. ................................................................................................... 5 Figura 3: Efectos en las propiedades biológicas, químicas y físicas en relación a los rangos de temperatura alcanzados en la superficie mineral del suelo y el tipo de quema inducida. Fuente: Santín y Doerr, 2016. ........................................................................ 8 Figura 4: Ubicación de Torla-Ordesa dentro del Sobrarbe y Aragón. Fuente: Ecelan en Image: Aragon municipalities.png ............................................................................... 18 Figura 5: Localización del área quemada. El cuadrado blanco representa el área donde se tomaron las muestras de control y quemado. ......................................................... 19 Figura 6: Diagrama triangular para la determinación de la clase textural USDA. ........ 34 Figura 7: Valores de humedad (%) para las fracciones que componen el erizón (x ± DE) (n=4). .......................................................................................................................... 37 Figura 8: Perfil edáfico ................................................................................................ 39 7 condiciones, los efectos sobre las propiedades del suelo deberían ser mínimos, resultando una práctica beneficiosa (Alcañiz et al., 2018). 1.4. EFECTOS DEL FUEGO SOBRE LAS PROPIEDADES DEL SUELO Existen numerosos estudios acerca de los efectos que el fuego ejerce sobre las propiedades edáficas (Certini, 2005). Estas modificaciones en sus propiedades físicas, químicas y biológicas no se producen siempre en la misma dirección, ya que se ven influenciadas por un gran número de factores que hacen que sus respuestas sean muy diversas (Mataix-Solera et al., 2009a). El fuego puede afectar a las propiedades del suelo de forma directa como consecuencia de las temperaturas alcanzadas durante la quema (Celis et al., 2013) y de los procesos de combustión de la biomasa y la necromasa que hay sobre su superficie, así como de la materia orgánica, viva y muerta, que lo componen. Dichas propiedades también pueden verse afectadas de forma indirecta durante el periodo de recuperación post-incendio (Santín y Doerr, 2016) a causa de los cambios producidos en otros componentes del ecosistema, como la disminución en la cobertura vegetal (Celis et al., 2013). Los impactos producidos por el fuego pueden tener efectos positivos, negativos o neutros sobre las propiedades edáficas (Fontúrbel Lliteras et al., 2017b). Además, también pueden variar de forma heterogénea tanto a escala espacial (Girona-García et al., 2018a) como temporal, dando lugar a cambios que sólo se manifiestan a corto o largo plazo o que incluso puede llegar a ser permanentes (Certini, 2005). Los factores clave que determinarán la naturaleza de dichos impactos son la severidad, la intensidad y la duración del fuego. La severidad hace referencia a las temperaturas alcanzadas durante la quema y a sus tiempos de residencia, mientras que la intensidad se refiere a la velocidad a la que las llamas liberan su energía (MataixSolera y Guerrero, 2007). Los fuegos que presentan una alta severidad generan una mayor volatilización de nutrientes y una mayor destrucción de la cubierta vegetal, produciendo así una elevada erosión en el suelo haciendo que este pierda su calidad original. Por el contrario, se ha observado que los fuegos con baja severidad no producen cambios sustanciales sobre las propiedades edáficas (Mataix-Solera et al., 2009a). Además, la severidad y la intensidad del fuego dependen de una serie de factores ambientales como: la cantidad, naturaleza y humedad del material combustible, 8 la temperatura y la humedad del aire, la velocidad del viento, la topografía (Certini, 2005), y el tipo de suelo y sus características (Úbeda et al., 2005). Durante una quema, el calor liberado se transmite principalmente a la atmósfera, sólo el 10 ó 15% de la energía liberada durante los procesos de combustión es transferida al suelo (Girona, 2019). Los suelos son unos malos conductores térmicos, de tal forma que, aunque el fuego sea muy intenso, el calor no penetra hasta las capas más profundas, donde las temperaturas son notablemente más bajas que en la superficie (Badía et al., 2017b). Como consecuencia de todo esto, las alteraciones producidas en las propiedades edáficas sólo se limitan a los milímetros o centímetros más superficiales (Santín y Doerr, 2016). Se sabe que las quemas prescritas de erizón, en el peor de los casos, sólo causan efectos directos sobre un escaso espesor (1 a 3 centímetros) de suelo (Badía et al., 2017a). En la Figura 3 se resumen los efectos que se producen sobre las propiedades físicas, químicas y biológicas del suelo en función del rango de temperaturas alcanzado en su superficie (Santín y Doerr, 2016). A temperaturas inferiores a los 200ºC son las propiedades biológicas las que se ven principalmente afectadas, aunque también se pueden observar cambios en algunas propiedades físicas como la repelencia al agua o la estabilidad de los agregados. Una vez superados los 200ºC es cuando comienzan a producirse alteraciones en las Figura 3: Efectos en las propiedades biológicas, químicas y físicas en relación a los rangos de temperatura alcanzados en la superficie mineral del suelo y el tipo de quema inducida. Fuente: Santín y Doerr, 2016. 9 propiedades químicas del suelo, causadas principalmente por la combustión de la materia orgánica y la producción de componentes orgánicos pirogénicos. Es a estas temperaturas cuando también podemos observar una alteración en el resto de las propiedades físicas. Cuando las temperaturas alcanzadas en la superficie del suelo sobrepasan los 350ºC, todavía se pueden observar algunos cambios en sus componentes minerales (Santín y Doerr, 2016). La combinación de todas estas alteraciones (Santín y Doerr, 2016), junto con otros efectos indirectos como la pérdida de cobertura vegetal (Mataix-Solera y Guerrero, 2007), pueden dar lugar a unos suelos más frágiles (Santín y Doerr, 2016) y susceptibles a la erosión tanto hídrica como eólica (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). 1.5. EFECTOS DEL FUEGO SOBRE LAS PROPIEDADES DEL SUELO ESTUDIADAS 1.5.1. Efectos sobre el pH El pH hace referencia a la concentración de H+ en la solución del suelo, midiendo el nivel de acidez o basicidad de este. Es un parámetro indicativo de la actividad biológica, de los procesos de hidrólisis y de la movilidad de nutrientes (Badía y Martí, 2017). Las variaciones del pH están generalmente relacionadas con la intensidad del fuego. En los fuegos de baja intensidad, donde la combustión de la materia orgánica es muy baja, los cambios en el pH son insignificantes. Por el contrario, en los fuegos de altas intensidades con una elevada combustión de la materia orgánica, el pH puede sufrir grandes aumentos. Estos cambios se deben, principalmente, a la pérdida de los grupos OH de los minerales de las arcillas, a la formación de óxidos (Mataix-Solera, 1999) y al consumo de los ácidos orgánicos durante los procesos de oxidación de la materia orgánica (Úbeda et al., 2005). Los aumentos también pueden producirse por el aporte de carbonatos, óxidos y cationes básicos procedentes de las cenizas (Celis et al., 2013). La solubilización de las cenizas provoca la hidrólisis de los cationes básicos que estas contienen, contribuyendo así al incremento del pH (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). Estas variaciones son efímeras y el pH irá reduciéndose progresivamente como consecuencia de la formación de nuevo humus y del lavado de cenizas. Además, la recuperación también dependerá de la capacidad tampón del suelo (Celis et al., 2013). 10 1.5.2. Efectos sobre la conductividad eléctrica La conductividad eléctrica es un estimador del contenido de sales solubles presentes en el suelo (Badía y Martí, 2017). Cuando en una quema se alcanzan temperaturas elevadas, cercanas a los 500ºC, la conductividad eléctrica puede disminuir como consecuencia de la formación de óxidos y de partículas gruesas, así como por la destrucción de los minerales de la arcilla (Celis et al., 2013; Badía y Martí, 2003). Por el contrario, tras una quema en la que se alcanzan temperaturas moderadas, esta puede aumentar de forma significativa debido a la liberación de los iones inorgánicos procedentes de la combustión de la materia orgánica del suelo (Certini, 2005), y por la solubilización de los iones, contenidos en las cenizas, que se encontraban previamente inmovilizados (Mataix-Solera, 1999). Al igual que ocurre con el pH, los aumentos en la conductividad eléctrica suelen ser efímeros. Esta va disminuyendo progresivamente con el paso del tiempo por el lavado y el arrastre de las cenizas (Celis et al., 2013). 1.5.3. Efectos sobre el carbono orgánico oxidable y el carbono orgánico disuelto El carbono orgánico puede verse drásticamente afectado por la acción del fuego (Mataix-Solera y Guerrero, 2007) que provoca efectos variados y complejos (Fontúrbel Lliteras et al., 2017a), afectando tanto a su calidad como cantidad (Mataix-Solera, 1999). Dichos efectos dependerán principalmente de la intensidad y severidad alcanzadas por el fuego (Fontúrbel Lliteras et al., 2017a). En las quemas de baja intensidad y severidad, el contenido de carbono puede aumentar gracias al aporte de restos vegetales semipirolizados (Mataix-Solera et al., 2009a). Sin embargo, en las quemas que han alcanzado unos niveles de intensidad altos o moderados, la cantidad de carbono orgánico se reduce en las capas más superficiales (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). El carbono orgánico está directamente relacionado con la materia orgánica del suelo (Badía y Martí, 2017). Su consumo significativo comenzará a producirse a partir de los 200-250ºC, que es cuando el contenido de materia orgánica empieza a reducirse, hasta alcanzar los 460ºC, cuando su consumo será total (Alcañiz et al., 2018). No obstante, también se pueden producir pérdidas en la materia orgánica, aunque de forma no significativa, a temperaturas relativamente bajas como pueden ser los 100ºC (Úbeda et al., 2005). 11 El carbono orgánico disuelto es un componente minoritario de la materia orgánica, formado por un conjunto complejo de sustancias húmicas e hidrosolubles con diferentes pesos moleculares y tamaños. Tiene una alta proporción de carbono orgánico biodegradable disuelto que las bacterias heterótrofas pueden utilizar como fuente de carbono y energía; por ello, se trata de un componente de la fracción lábil de la materia orgánica (Badía y Martí, 2017). Además, al ser una fracción relativamente móvil, desempeña un papel importante a la hora de transportar nutrientes como el nitrógeno y el fósforo (Van den Berg et al., 2012). Al igual que el resto de las fracciones lábiles del carbono, se ve severamente afectado por el fuego (Mataix-Solera et al., 2009a) dando lugar a respuestas muy variables (Wang et al., 2012). Este suele aumentar (Mataix-Solera et al., 2009a) gracias a la liberación de los carbohidratos procedentes de la lisis microbiana y por las alteraciones que se producen en la materia orgánica del suelo (Wang et al., 2012). En los suelos quemados, las reducciones en el carbono orgánico disuelto pueden ser debidas a su rápida asimilación o mineralización, o a su lixiviación hacia capas más profundas (Prieto-Fernández et al., 1998). 1.5.4. Efectos sobre la humedad Tras la acción del fuego, la tendencia más habitual que se suele observar es la reducción en el contenido de humedad del suelo. Esto se debe, principalmente, a los aumentos de temperatura y a la desecación que el fuego provoca de forma inmediata (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). El aumento de la repelencia al agua, una menor tasa de infiltración (Vermeire, Wester et al., 2005), la disminución en la cantidad de materia orgánica (que ayudaba a mejorar la capacidad de retención de agua del suelo), junto con el aumento de la evaporación, causado por la reducción del albedo del suelo al oscurecerse tras el fuego (Kennard y Gholz, 2001) y por la pérdida de la cubierta vegetal protectora, también contribuyen a la pérdida de humedad (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). 1.5.5. Efectos sobre el color En los fuegos de baja intensidad, el suelo puede presentar un color más ennegrecido a causa de la acumulación de cenizas y de la hojarasca parcialmente quemada. El color oscuro hace que el suelo disminuya su albedo y aumente su tendencia al calentamiento, incrementando así su tasa de evaporación (Celis et al., 2013). 12 Además, el fuego también puede producir cambios significativos en el color del suelo en función de sus componentes. En los suelos ricos en hierro, se puede observar un enrojecimiento tras la acción del fuego a causa de las alteraciones en los óxidos de hierro. Este enrojecimiento comienza a manifestarse a partir de los 300ºC y va aumentando progresivamente con la temperatura (Zavala et al., 2014). 1.5.6. Efectos sobre la hidrofobicidad La hidrofobicidad, también conocida como repelencia al agua, es una propiedad del suelo que reduce su afinidad por el agua (Jordán et al., 2010). Esta pérdida de afinidad, disminuye la capacidad de infiltración de agua de los suelos, haciendo que estos se vean sometidos a una mayor erosión por el aumento de la escorrentía superficial (Fontúrbel Lliteras et al., 2017a). Se trata de una propiedad de gran importancia, ya que regula los principales procesos hidrológicos de los suelos y repercute de forma directa en el crecimiento de la vegetación (Mataix-Solera et al., 2011). El fuego es capaz de afectar a la repelencia al agua aumentándola, disminuyéndola o incluso creándola en aquellos suelos que antes eran hidrofílicos (Alcañiz et al., 2018). Estas variaciones dependen de las temperaturas alcanzadas durante la combustión, del tiempo de residencia del calor, de la humedad del suelo y de la cantidad y el tipo de combustible (Fontúrbel Lliteras et al., 2017a). Además, presentan una gran heterogeneidad espacial debido al patrón irregular de la severidad del fuego (Certini, 2005). Sin embargo, cabe destacar que la hidrofobicidad no es una propiedad exclusiva de aquellos suelos que han sido quemados, también puede observarse de forma natural en suelos que no han sido afectados por el fuego, sobre todo en los primeros centímetros, donde es más habitual encontrar sustancias orgánicas hidrofóbicas (Mataix-Solera et al., 2011). La repelencia al agua puede aparecer o incrementarse cuando se alcanzan los 175-200ºC (Mataix-Solera et al., 2011; Alcañiz et al., 2018) y, si las temperaturas llegan a superar los 300ºC, esta puede ser destruida (Zavala et al., 2014). Por debajo de los 175ºC apenas hay variaciones en el comportamiento hidrofóbico de los suelos (González-Pérez et al., 2011). Algunos autores sostienen que la repelencia al agua inducida por el fuego es el resultado de una serie de reacciones químicas, ente las sustancias hidrofóbicas y las partículas del suelo, que se unen para formar compuestos aún más hidrofóbicos. Otros factores como la acumulación de cenizas y la volatilización de los compuestos orgánicos y su posterior condensación alrededor de los agregados que conforman el suelo, también pueden causar hidrofobicidad (Zavala et al., 2014). 13 La profundidad hasta la que llegan los efectos de la repelencia al agua depende de la temperatura alcanzada y de algunas características del suelo, como su humedad y el tamaño de sus partículas. Sin embargo, independientemente de cuál sea la severidad del fuego, sus efectos nunca van más allá de los 6-8 cm de profundidad (Certini, 2005). 1.5.7. Efectos sobre la estabilidad estructural La estabilidad estructural es una medida que se utiliza para indicar la estabilidad física del suelo y se define como: “la resistencia de los agregados del suelo a desintegrarse por la acción de fuerzas externas, como el impacto de las gotas de lluvia o la humectación” (Velasco y Úbeda, 2014). La presencia de agregados estables desempeña un papel de gran importancia en los procesos formadores del suelo, ya que de estos dependen algunas de sus características como la aireación, la infiltración y la erodibilidad (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). El grado de estabilidad de los agregados tiene una gran influencia sobre los procesos de infiltración y erosión, por ello, en los suelos que han sufrido la acción del fuego y han perdido su cubierta vegetal protectora, la estabilidad estructural se convierte en una propiedad clave para la gestión del agua y la pérdida de nutrientes y materiales del suelo (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). La estabilidad estructural puede verse alterada tras la acción del fuego (Fontúrbel Lliteras et al., 2017a), sufriendo una serie de cambios difíciles de evaluar que dependen de muchos factores, entre los que se encuentran las propiedades del suelo o la intensidad y severidad del fuego (Velasco y Úbeda, 2014). Las quemas de baja intensidad pueden tener efectos neutros sobre la estabilidad estructural o pueden incluso llegar a aumentarla. Por debajo de los 200ºC (GironaGarcía et al., 2018b), la agregación aumenta gracias al incremento en el contenido de la materia orgánica del suelo producido por el aporte de materia vegetal semipirolizada (Mataix-Solera, 1999). Además, en las quemas de moderada o baja intensidad, también se puede observar un aumento en la estabilidad estructural causado por la creación de una capa hidrofóbica alrededor de la cara superficial de los agregados (Certini, 2005). Por otro lado, en los fuegos de alta intensidad, donde se produce una gran combustión de la materia orgánica que actuaba como agente cementante, la estabilidad estructural sufre un descenso (Girona-García et al., 2018b). Sin embargo, hay que tener en cuenta que el suelo puede tener otros agentes cementante además de la materia orgánica (Mataix-Solera et al., 2011), como la arcilla, cuya fracción puede sufrir cambios 14 mineralógicos a causa del incremento de las temperaturas dando lugar a agregados más estables (Celis et al., 2013). 1.5.8. Efectos sobre la densidad aparente La densidad aparente se define como la masa de suelo seco por unidad de volumen (Tan Nguyen, 2011), y es una propiedad del suelo que puede verse alterada por el fuego de forma muy heterogénea. Se ha observado que tras la acción del fuego esta puede aumentar, disminuir o incluso no sufrir cambio alguno. Su respuesta depende de diversos factores como la intensidad y la severidad del fuego, la presencia de agentes cementantes, y la humedad, textura (Alcañiz et al., 2018) y porosidad del suelo (Tan Nguyen, 2011). La densidad aparente puede aumentar como consecuencia de la destrucción de las estructuras (Heydari et al., 2016), debido al colapso de los agregados órganominerales (Certini, 2005), y por la disminución de la porosidad (Heydari et al., 2016), ya que los poros se ven obstruidos por las cenizas y los minerales de la arcilla que han sido liberados durante el fuego (Certini, 2005). Además, la disminución en el contenido de materia orgánica también contribuye al aumento de la densidad aparente, sobre todo en aquellas quemas en las que se alcanza una elevada intensidad (Heydari et al., 2016). El aumento de la densidad aparente y, por tanto, una reducción de la porosidad, puede provocar una disminución en la capacidad de retención de agua de los suelos, haciendo que estos sufran una mayor erosión a causa del incremento de la escorrentía superficial (Mataix-Soleta et al., 2011). 15 2. JUSTIFICACIÓN El suelo, es un medio muy complejo, que sirve como soporte esencial de los sistemas naturales (Alcañiz et al., 2018) y permite el crecimiento de la vegetación sobre la superficie terrestre, ayudando así tanto de forma directa como indirecta al desarrollo de la mayoría de las formas de vida que habitan la Tierra. Los suelos permitieron el desarrollo de los agro-ecosistemas creados por el hombre, contribuyendo así al incremento de sus poblaciones y a un mayor desarrollo de las sociedades. Además, también desempeñan un papel importante en el ciclo del carbono y el ciclo hidrológico, ya que constituyen una de las principales reservas de carbono orgánico y actúan como filtradores y almacenadores de agua (Santín y Doerr, 2016). Para que un suelo pueda desarrollarse de forma completa se necesita que transcurran varios siglos e incluso millones de años, por ello, se considera uno de los recursos no renovables, a escala humana, más importantes del planeta (Santín y Doerr, 2016). Cualquier proceso de degradación que suponga un gran deterioro en sus propiedades, reduciendo notablemente su calidad, es probable que pueda tener consecuencias irreversibles (Alcañiz et al., 2018). El fuego es uno de los factores principales que pueden producir grandes cambios en los ecosistemas terrestres. Es capaz de modificar las propiedades edáficas, alterar los procesos hidrológicos y aumentar la erosión (Montoya et al., 2014). España es uno de los países mediterráneos más afectados por los incendios (González-Pérez et al., 2011) que, en las últimas décadas, han aumentado en intensidad y frecuencia (Montoya et al., 2014) debido a los cambios socioeconómicos que se han producido. Esta situación ha provocado una alteración en los regímenes de incendios, haciendo que sea necesario llevar a cabo una inversión no sólo en su prevención, sino también en la investigación, con el fin de analizar la situación de los suelos tras dicha perturbación (Celis et al., 2013). Las quemas prescritas, además de ayudar a la recuperación de pastos y a disminuir la frecuencia de los incendios de gran intensidad (Afif Khouri y Oliveira Prendes, 2006), presentan un escenario interesante a la hora de llevar a cabo dichas investigaciones, ya que pueden ser útiles para conocer los cambios que se han producido en las propiedades edáficas y también nos pueden ayudar a comprender los mecanismos de recuperación y adaptación de los ecosistemas (Fernandes et al., 2013). Por tanto, teniendo en cuenta lo importante que es el suelo para los ecosistemas terrestres y el desarrollo de la vida y, conociendo que el fuego puede alterar sus 16 propiedades, es de vital importancia estudiar casos bajo diferentes condiciones como las que aquí se presentan. 23 secado al aire y se introducen en un vaso de plástico. A continuación, se añaden 25 mL de agua destilada para así conseguir dicha relación. Una vez obtenida la suspensión, esta se remueve en un agitador orbital durante unos 30 minutos y se deja reposar. Después, se introduce con mucho cuidado el electrodo del pHmetro, y se espera a que su lectura se estabilice para así obtener finalmente el valor del pH actual o pH (H2O). En la siguiente tabla (Tabla 5) se muestran las diferentes clases de suelo en función de los valores del pH actual: Tabla 5: Clases de suelo en función del pH. Fuente: Badía y Martí (2017). Clases pH (H2O) 1:2’5 Muy Ácido 4’2-5 Ácido 5’1-6’5 Neutro 6’6-7’5 Básico 7’6-8’7 Muy básico >8’7 - Determinación de la conductividad eléctrica La conductividad eléctrica se determinó mediante el método conductimétrico, descrito en Badía y Martí (2017), empleando un conductímetro, previamente calibrado, con una solución de cloruro potásico (KCl) con una conductividad de 1413 µs/cm. Para poder hacer la medición, este método también necesita una suspensión de suelo-agua, pero en este caso, con una relación de 1:5. De tal forma que, se aprovecha la suspensión obtenida previamente para las mediciones del pH, y se le añaden otros 25 mL de agua destilada para así poder obtener dicha relación. El conductímetro se introduce en la suspensión, con cuidado, y se espera a que este de una señal estable, obteniendo así el valor de la conductividad eléctrica expresado en µs/cm. - Determinación del carbono orgánico oxidable El carbono orgánico oxidable se determinó mediante el método de oxidación por vía húmeda descrito en Badía y Martí (2017). Primero, se lleva a cabo una digestión de la muestra con ácido crómico (H2Cr2O4), lo que hace que la materia orgánica del suelo se oxide gracias a la acción del ión Cr+6 en un medio ácido. Después, se realiza una valoración con Sal de Mohr para así eliminar el exceso del ácido. En este método se 24 aconseja hacer todas las pruebas por duplicado, a excepción del blanco, que tendrá que hacerse por triplicado. Se toman 0’1 g de muestra de suelo secado al aire, y se colocan dentro de un tubo de ensayo Pyrex teniendo mucho cuidado de que no quede ninguna partícula de suelo pegada a las paredes. A continuación, se añaden 10 mL de ácido crómico 0’4 N, se agita la muestra, y se mete dentro de un digestor a 150ºC de temperatura durante 5 minutos. Después de haberse producido la digestión, se deja enfriar los tubos de ensayo en un baño de agua, y una vez que estos ya están fríos, se trasvasa su contenido a un Erlenmeyer de 250 mL con ayuda de 90 mL de agua destilada. Por último, se añaden 3 ó 4 gotas del indicador, en este caso ferroína, y se lleva a cabo la valoración con Sal de Mohr 0’2 N. La valoración termina cuando las muestras pasan de su color original, naranja en el caso de las muestras poco orgánicas y verde para las más orgánicas, a un color rojizo. Mediante la siguiente expresión se obtendrá el porcentaje de carbono orgánico oxidable: 𝐶𝑎𝑟𝑏𝑜𝑛𝑜 𝑜𝑥𝑖𝑑𝑎𝑏𝑙𝑒 (%)= 𝐵 − 𝑈 𝐵· 1′2 𝑛 Donde:  B son los mL de sal de Mohr consumidos en la valoración del blanco.  U son los mL de sal de Mohr consumidos en la valoración de las muestras de suelo.  n es el peso en gramos de la muestra de suelo. Si multiplicamos por 10 el porcentaje de carbono, obtendremos el carbono orgánico oxidable en g/Kg. - Determinación del carbono orgánico disuelto El carbono orgánico disuelto se obtiene mediante el método descrito por Vance et al (1987), que consiste en la digestión y la valoración de un extracto acuoso con una relación suelo-agua de 1:5. Esta relación es la misma que se necesitaba para la medición de la conductividad eléctrica, por lo tanto, se usará la suspensión preparada en dicho proceso como punto de partida. Una vez obtenida la conductividad eléctrica, se introducen las muestras en la centrifugadora durante 5 minutos y después se filtran. Se toma una alícuota de 4 mL de 25 la muestra ya filtrada, y se vierte en un tubo de ensayo. Después, se añaden 2 mL de una disolución de dicromato de potasio (K2Cr2O7), 10 mL de ácido sulfúrico (H2SO4) y 5 mL de ácido fosfórico (H3PO4), y se digiere la muestra durante 30 minutos a 150ºC. Una vez transcurrido este tiempo, se enfrían los tubos en un baño de agua fría, y se traslada su contenido a un matraz Erlenmeyer con la ayuda de 90 mL de agua destilada. A continuación, se procede a la valoración con Sal de Mohr (40 mM), utilizando ferroína como indicador. En este proceso también es necesario preparar dos blancos, para ello, se toman 4 mL de agua destilada y se someten al mismo proceso de digestión y valoración que las muestras. Mediante la siguiente ecuación se obtendrá el carbono orgánico disuelto en µg C/g suelo: Carbono orgánico disuelto (µg C/g suelo) = [𝑀𝑜ℎ𝑟]·3·(𝑥𝑏− 𝑥𝑚)· 𝐴 𝑛𝐵 Donde:  [Mohr] es la concentración de la Sal de Mohr en mmol.  Xb, son los mL gastados en la valoración del blanco.  Xm, son los mL gastados en la valoración de la muestra.  A, el volumen total del extracto del suelo (mL).  n, el volumen de la alícuota de extracto analizada (mL).  B, la masa de suelo seco extraído (g). - Determinación de la humedad del suelo La humedad se determinó mediante el método de secado al aire. Para ello, se toma una porción de muestra de suelo fresco, se deposita en una tarrina de aluminio previamente tarada, y se anota su peso exacto (peso en húmedo). A continuación, se deja secar la muestra al aire en el laboratorio y se va pesando cada día hasta que su peso se haya estabilizado (peso en seco). La humedad, que se expresa en porcentaje respecto al peso de suelo seco, se obtiene mediante la siguiente ecuación: 𝐻𝑢𝑚𝑒𝑑𝑎𝑑 (%)= (𝑃 − 𝑃′) 𝑃′ ·100 26 Donde:  P es el peso del suelo húmedo en gramos.  P’ es el peso del suelo seco en gramos. - Determinación de la humedad del erizón La humedad del erizón se determinó mediante el método de secado en estufa. Primero, se obtiene la humedad para cada una de las fracciones del erizón (tallos verdes, tallos secos y ramas) y, mediante una media ponderada, se obtiene finalmente su humedad total. Se toma una porción de erizón fresco y se corta dividiéndolo en dichas fracciones. Después, las muestras de cada fracción del erizón se colocan en una bandeja de aluminio previamente tarada y se pesan, obteniendo así su peso en fresco. A continuación, se introducen en la estufa, a 105ºC durante 48h. Una vez transcurrido este tiempo, se sacan las muestras de la estufa, se dejan enfriar un par de minutos y se vuelven a pesar, obteniendo así el peso seco. La humedad de las fracciones, que se expresa en porcentaje respecto al peso de erizón seco, se obtiene mediante la siguiente ecuación: 𝐻𝑢𝑚𝑒𝑑𝑎𝑑 (%)=(𝑃 − 𝑃′) 𝑃′ ·100 Donde:  P es el peso del erizón fresco en gramos.  P’ es el peso del erizón seco en gramos. Por último, para calcular el porcentaje de humedad de todo el erizón, se hace una media ponderada a partir de los porcentajes de humedad correspondientes a cada una de las fracciones. Para ello, se observa cuál es el porcentaje de cada fracción presente en el erizón, y se calcula mediante la siguiente expresión: 𝐻𝑢𝑚𝑒𝑑𝑎𝑑 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 (%)=(𝐻𝑇𝑉 ·𝑇𝑉) + (𝐻𝑇𝑀 ·𝑇𝑀)+ (𝐻𝑅· 𝑅) 𝑇𝑉 +𝑇𝑀 + 𝑅 Donde:  HTV es el porcentaje de humedad de la fracción de tallos verdes.  HTM es el porcentaje de humedad de la fracción de tallos secos. 27  HR es el porcentaje de humedad de la fracción de ramas.  TV es el porcentaje de tallos verdes presentes en el erizón.  TM es el porcentaje de tallos secos presentes en el erizón.  R es el porcentaje de ramas presentes en el erizón. - Determinación de la humedad de la hojarasca La humedad de la hojarasca se determinó mediante el método de secado en estufa. Para ello, se toma una porción de muestra de hojarasca, se deposita en una tarrina de aluminio previamente tarada, y se anota su peso exacto (peso en húmedo). A continuación, se introduce en la estufa a 105ºC y, una vez que han pasado 48h, se saca la muestra de la estufa, se deja enfriar un par de minutos y se vuelve a pesar (peso en seco). La humedad, que se expresa en porcentaje respecto al peso seco, se obtiene mediante la siguiente ecuación: 𝐻𝑢𝑚𝑒𝑑𝑎𝑑 (%)= (𝑃 − 𝑃′) 𝑃′ ·100 Donde:  P es el peso de la hojarasca húmeda en gramos.  P’ es el peso de la hojarasca seca en gramos. - Determinación del color El color se determinó mediante comparación directa, utilizando las tablas de Munsell, tal y como se describe en Badía y Girona (2017). Se aconseja realizar este procedimiento bajo la luz natural, ya que la luz procedente de fuentes artificiales de iluminación, como los fluorescentes, podría falsear los resultados. Se toma una pequeña porción de tierra fina secada al aire, con una cucharilla o una espátula, y se observa en las tablas cuál es el color exacto que le corresponde o al que más se asemeja. La caracterización del color se hace a partir del matiz (hue), el brillo (value) y la intensidad cromática (chroma). Además de determinar el color en seco, también se determinó en húmedo. En el caso de las muestras de control y quemado, se tomó una porción de las muestras de suelo fresco y se siguió el mismo procedimiento. Para los horizontes minerales, de los 28 que sólo se tienen muestras secadas al aire, se humedeció ligeramente la porción de la muestra tomada para determinar su color en húmedo. - Determinación de la hidrofobicidad La hidrofobicidad se determinó mediante el método de persistencia de la repelencia al agua (WDPT), descrito en Badía y Martí (2017). Se toma una muestra de suelo seco al aire y, con una micropipeta de 0’05 mL, se aplican tres gotas de agua destilada sobre dicha muestra. A continuación, se mide el tiempo que éstas tardan en infiltrarse completamente. Dependiendo de los segundos que lleve dicho proceso, el grado de hidrofobicidad del suelo será mayor o menor, y se encontrará dentro de una clase determinada. En la siguiente tabla (Tabla 6) se puede observar las clases a las que pertenece el suelo en función del tiempo (s) que tarda la gota en infiltrarse: Tabla 6: Interpretación de los valores de la persistencia de la repelencia al agua. Fuente: Doerr et al. 1998. Clase Tiempo (s) según Doerr et al. (1998) Hidrofílico <5 Ligeramente repelente al agua 5-10 10-30 30-60 Fuertemente repelente al agua 60-180 180-300 300-600 Severamente repelente al agua 600-900 900-3600 Extremadamente repelente al agua 3600-18000 >18000 - Determinación de la estabilidad estructural La estabilidad estructural se determinó mediante el método de tamizado por vía húmeda, descrito en Badía y Martí (2017), que emplea la metodología propuesta por Kemper y Koch (1966). Dicho método requiere trabajar con un tamaño de agregados entre 1 y 2 mm, los cuales serán sometidos a un proceso de agitación y tamizado en 29 húmedo, con agua destilada, en un tamizador automático. Este tratamiento simula las fuerzas de fraccionamiento que la escorrentía ejerce sobre el suelo. Se toma una porción de muestra tamizada a 2 mm secada al aire, y se hace pasar por un tamiz con 1 mm de malla, para así obtener el rango de agregados deseado. Después, se toman 4 g de dichos agregados y se depositan dentro de los pequeños tamices (de 0’25 mm de luz de malla) colocados en los orificios de la tapa de la máquina. Además, se añaden 80 mL de agua destilada en cada una de las cubetas. Una vez que se ha llevado a cabo el procedimiento anterior, se coloca la tapa sobre la máquina de tal forma que cada uno de los pequeños tamices que contienen la muestra de agregados estén dentro de las cubetas con agua destilada. A continuación, se enciende el tamizador automático y se deja funcionar durante 5 minutos. Transcurrido este tiempo, se lavan, con agua destilada, los agregados inalterados que han quedado en el tamiz. Este proceso de lavado hay que realizarlo con sumo cuidado, ya que se tiene que eliminar la parte de la muestra desagregada que puede colapsar la malla. Después de lavar los tamices, se trasvasa su contenido a unas tarrinas de aluminio, previamente taradas (M1), con ayuda de agua destilada, y se dejan secar en la estufa, a 105ºC durante 24 horas aproximadamente, que es el tiempo que tardan en alcanzar un peso estable. Pasadas las 24 horas, las muestras se sacan de la estufa, se dejan enfriar un par de minutos y se pesan (M2). Para eliminar los agregados estables que todavía han perdurado, la muestra se disuelve durante 2 horas, añadiendo 50 mL de difosfato tetrasódico. Al cabo de este tiempo, se pasa el contenido de la tarrina por el tamiz de 0’25 mm de malla, y se rompen los agregados, cuidadosamente, con ayuda de una varilla de goma deformable. A continuación, la muestra se lava con agua destilada hasta que en el tamiz sólo quedan las partículas de arena superiores a los 0’25 mm, y se trasvasa su contenido a la misma tarrina de aluminio en la que estaba anteriormente. Por último, se seca su contenido en la estufa, como hemos hecho anteriormente, y una vez transcurridas las 24 horas, se saca la muestra de la estufa y se vuelve a pesar (M3). El porcentaje de agregados estables (% SAS) se obtiene mediante la siguiente ecuación: % 𝑆𝐴𝑆 = 𝑀2− 𝑀3 𝑊 − (𝑀3− 𝑀1)∗100 30 Donde:  W es el peso inicial de la muestra de suelo en gramos.  M1 es la tara de la tarrina de aluminio en gramos.  M2 es el peso de la tarrina de aluminio, los agregados estables y la arena en gramos.  M3 es el peso de la tarrina de aluminio y la arena en gramos. Para la interpretación de los resultados, se propone la siguiente tabla (Tabla 7): Tabla 7: Interpretación de los valores de estabilidad estructural (% SAS) según el método de tamizado en húmedo de Kemper y Koch (1966). SAS (%) Interpretación 80-100 Agregados muy estables 60-80 Agregados estables 40-60 Agregados moderadamente estables 20-40 Agregados poco estables 0-20 Agregados muy poco estables - Determinación de los elementos gruesos Los elementos gruesos se determinaron mediante el método de tamizado descrito en Badía y Martí (2017). Para ello, se partió de la totalidad de la muestra de tierra de los horizontes minerales. Primero, se deja que la tierra se seque al aire. Una vez secada, con ayuda de un rodillo de madera o de goma, se deshacen los terrones y agregados. Hay que tener cuidado a la hora de pasar el rodillo, ya que hay que evitar que los nódulos o los elementos gruesos de la muestra sean destruidos. A continuación, se procede al tamizado, con un tamiz de 2 mm de malla, para separar la tierra fina (aquellos elementos con un diámetro aparente menor a los 2mm) de los elementos gruesos (piedras, gravas, etc.). Una vez que toda la muestra ha sido tamizada, se pesa por un lado la fracción correspondiente a la tierra fina, y por otro, la correspondiente a los elementos gruesos. Mediante la siguiente expresión se obtendrá el porcentaje de elementos gruesos: 𝐸𝑙𝑒𝑚𝑒𝑛𝑡𝑜𝑠 𝑔𝑟𝑢𝑒𝑠𝑜𝑠 (%)= 𝑃𝐸𝐺 𝑃𝑇𝐹 ∗100 31 Donde:  PEG es el peso en gramos de los elementos gruesos.  PTF es el peso en gramos de la tierra fina. - Determinación de la granulometría La granulometría se determinó mediante el método de sedimentación discontinua descrito en Badía y Martí (2017), que tiene como objetivo determinar la distribución del tamaño de las partículas minerales del suelo. Este procedimiento se divide en tres partes; primero, se lleva a cabo una individualización de las partículas con el fin de desagregar los complejos órgano-minerales y destruir la materia orgánica. Después, una dispersión de la muestra y, por último, se realiza el fraccionamiento de esta, separándola en: arenas gruesas, arcillas y limos totales, arcillas y limos finos, arcillas, y arenas finas. Para la individualización de las partículas, se toma una muestra de 20 g de suelo seco a la estufa, tamizado a 2 mm y bien homogeneizado, y se vierte en una jarra de litro. A continuación, se añaden 30 mL de agua y unos 5 ó 10 mL de agua oxigenada al 30%, y se coloca la jarra de litro con la muestra sobre una placa calefactora. Al principio, la reacción con el agua oxigenada se produce bastante rápido, y la muestra comienza a burbujear produciendo espuma, cuando la reacción comienza a perder intensidad, se añaden otros 5 ó 10 mL de agua oxigenada. Este proceso se repite hasta que la adición de agua oxigenada deja de hacer efecto, llegando a añadir como máximo unos 30 mL. Durante dicho proceso, hay que tener especial cuidado con aquellos suelos ricos en materia orgánica, ya que la reacción puede causar una gran cantidad de espuma, provocando una pérdida de muestra si ésta llega a rebosar la jarra. En el caso de que esto sucediese, sería necesario desechar la muestra, reanudando el análisis desde el principio. Para evitar este problema, hay que tener mucho cuidado durante los primeros momentos de la reacción, removiendo la jarra si la espuma comienza a ascender, o incluso apartándola de la placa calefactora si fuera necesario. Además, también hay que vigilar que la muestra no se quede reseca. La cantidad de materia orgánica presente en el suelo condiciona la cantidad de agua oxigenada empleada en este procedimiento, así como su duración, pudiendo llegar a alargarse varios días. Una vez que la materia orgánica ha sido destruida por completo, se procede a la dispersión de la muestra. Se añade agua destilada hasta llegar a los 600 mL, y 15 mL 32 de dispersante (calgón, hexametafosfato sódico). A continuación, se trasvasa todo el contenido de la jarra a una botella de litro, la cual habrá que asegurarse de que se ha cerrado correctamente, y se coloca en un agitador orbital durante seis horas. Transcurridas las seis horas, se lleva a cabo el fraccionamiento de la muestra. Primero, se separan las arenas gruesas, filtrando la suspensión a través de un tamiz de PVC de 0’2 mm de malla, previamente tarado, y colocado sobre la boca de un vaso de sedimentación de litro para que la muestra se vierta dentro. Una vez que se ha filtrado toda la muestra, se lavan las arenas gruesas que han quedado retenidas en el tamiz, se secan a la estufa, a 105ºC durante 24 horas, y se pesan una vez secadas. A continuación, se enrasa la suspensión contenida en el vaso de sedimentación hasta llegar al litro, y se procede a la separación de las arcillas y limos totales mediante pipeteo. Para ello, se remueve la suspensión, durante dos minutos, con ayuda de una varilla de plástico, y se deja sedimentar durante 46 segundos (si la temperatura es de 20ºC), empezando a cronometrar desde el momento en el que se ha sacado la varilla. La pipeta Robinson debe introducirse 20 segundos antes de llegar a los 46, con mucho cuidado, hasta los 10 cm de profundidad. Una vez transcurridos los 46 segundos, se procede al pipeteo, extrayendo 20 mL de suspensión que serán vertidos en un vaso de aluminio, previamente tarado. Por último, el vaso de aluminio con la suspensión se introduce en la estufa, a 105ºC durante 24h, y después se pesa, obteniendo así la cantidad de arcillas y limos, tanto gruesos como finos, que hay en 20 mL de suspensión. Para separar las arcillas y limos finos, se pipetea de nuevo la suspensión, una vez que han transcurrido 4 minutos y 48 segundos desde el momento en el que se sacó la varilla anteriormente, y una vez extraídos los 20 mL de suspensión, se vierten en otro vaso de aluminio, previamente tarado. Al igual que se ha hecho con las arcillas y limos totales, se secan a la estufa y después se pesan. Para obtener las arcillas, es necesario agitar la suspensión nuevamente durante 2 minutos, y dejarla reposar durante 8 horas. Transcurrido este tiempo, se realiza una nueva extracción con la pipeta Robinson, vertiendo los 20 mL extraídos en un vaso de aluminio, previamente tarado, que también será introducido en la estufa y posteriormente pesado. Las arenas finas se separan mediante decantaciones sucesivas del vaso de sedimentación. Una vez que se ha extraído la muestra de arcillas, sin remover la suspensión, se decanta el vaso para eliminar la totalidad de la solución líquida. A continuación, se llena el vaso de sedimentación con agua corriente hasta los 10 cm de 39 aumentar la severidad de la quema y los efectos directos que esta produce sobre el suelo (Certini, 2005). 5.2. CARACTERIZACIÓN DEL PERFIL EDÁFICO El perfil edáfico (Figura 8) se encuentra ubicado en la base de la ladera (60% pendiente) de nuestra área de estudio, que tiene como vegetación principal el erizón. En el Anexo I se muestra su ficha de campo. El perfil está constituido por tres horizontes diferentes (Ah-C-R), cuya descripción macromorfológica es la siguiente: Horizonte Ah (0-10 cm): Se trata de un horizonte húmedo y oxidado, con manchas inexistentes, de un color pardo amarillento oscuro en seco y pardo grisáceo en húmedo. Presenta elementos gruesos de forma muy frecuente (20% en volumen), siendo estos calcarenitas que van desde un tamaño de grava fina a grava gruesa, con formas angulares-planas, distribuidas de forma regular, siguiendo una orientación horizontal. En cuanto a su estructura, observamos que es fuerte, de forma granular fina. Es un horizonte muy poco compactado, que presenta galerías de lombrices y micelios de forma frecuente, y raíces finas y muy finas de forma abundante. No presenta acumulaciones ni revestimientos y su reacción al HCl es nula. El límite inferior es plano y abrupto. Horizonte C (10-30/40 cm): Se trata de un horizonte húmedo y oxidado, con manchas inexistentes, de un color marrón amarillento en seco y marrón verde oliva en Figura 8: Perfil edáfico 40 húmedo. Presenta elementos gruesos de forma muy frecuente (30% en volumen), siendo estos calcarenitas que van desde un tamaño de grava fina a cantos, con formas angulares-planas y subangulares-tabulares, orientadas horizontalmente, cuya distribución va aumentando en profundidad. Su desarrollo estructural es moderado, en forma de bloques subangulares de tamaño mediano. Es poco compactado, sin actividad de fauna aparente, aunque presenta raíces finas de forma frecuente. No tiene acumulaciones ni revestimientos, y su reacción al HCl es nula. Su límite inferior hace contacto lítico. Horizonte R (> 30/40 cm): Está constituido por turbiditas del Eoceno formadas por capas alternas de calcarenitas y lutitas. A continuación, se muestran las propiedades físico-químicas (Tabla 12) analizadas: Tabla 12: Propiedades físico-químicas del perfil edáfico. Horizonte Ah (0-10 cm) C (10-30/40 cm) Color en seco 10YR 5/2 2.5Y 5/3 Color en húmedo 10YR 3/2 2.5Y 4/3 Repelencia al agua Ligeramente repelente al agua Hidrofílico Estabilidad estructural (%) 95,86 92,83 Arena gruesa (%) 13,76 14,56 Arena fina (%) 23,42 25,41 Limo grueso (%) 13,82 13,13 Limo fino (%) 22,66 22,8 Arcilla (%) 26,31 23,27 Clase textural (USDA) Franca Franca Elementos gruesos (% p/p) 47,30 53,76 pH H2O 7,0 7,4 Conductividad eléctrica (µs/cm) 174 97,65 Carbono disuelto (µC/g suelo) 117,75 No detectable Carbono oxidable (%) 6,47 1,81 Materia orgánica (%) 12,94 3,13 Se trata de un suelo somero, descarbonatado, cuyo material parental está constituido por Turbiditas del Eoceno. Se caracteriza por su pH neutro, su elevada estabilidad estructural, su textura franca y su abundante contenido de materia orgánica 41 en el horizonte Ah. Debido al poco espesor que presenta el horizonte Ah (10 cm), este no puede ser clasificado como un horizonte mólico, lo que descarta que el suelo sea un Phaeozem y que se clasifique como Eutric Leptic Regosol (Loamic, Humic) según el IUSS Working Group WRB (2014). Los Regosols, son suelos que se caracterizan por su poca evolución ya que presentan horizontes A sobre capas C o sobre materiales no consolidados. Por ello, están asociados a zonas en las que los procesos formadores del suelo no han actuado durante mucho tiempo, o lo han hecho, pero con poca intensidad ya sea por estar en una zona de clima muy frío o muy cálido, o como consecuencia de su rejuvenecimiento por erosión. Además del suelo clasificado en este estudio, también podemos encontrar otros suelos dentro del término municipal de Torla-Ordesa que han sido clasificados como Regosols; como es el caso del perfil ubicado en el camino al Soaso de Linás de Broto que, a diferencia de nuestro suelo, presenta un menor contenido de materia orgánica, un pH básico y su textura varia de franco-arcillosa a franca (Badía y Cuchi Oterino, 2009). En Buisán, Asín de Broto y Yebra de Basa también podemos encontrar suelos que, al igual que el nuestro, están caracterizados por tener elevados contenidos de materia orgánica, pH neutros y una elevada estabilidad estructural. Sin embargo, estos suelos presentan una textura diferente a la nuestra; fanco-limosa en el caso de Buisán y Asín, y Franco-arenosa en el caso de Yebra de basa, y han sido clasificados como Cambisols (Girona-García et al., 2019). Los Cambisols, a diferencia de los Regosols, se caracterizan por ser suelos moderadamente desarrollados que manifiestan cambios en profundidad (horizonte subsuperficial Bw) (Badía y Cuchi Oterino 2009). En el Pirineo Central, además de los Cambisols, podemos encontrar otro tipo de suelos acompañando a los Regosols y alternándose por todo el territorio. Algunos ejemplos de estos suelos son: Los Leptosols que, a diferencia de los Regosols, presentan horizontes A que se desarrollan sobre capas R; son suelos muy delgados, de escasa profundidad, con una distribución ligada a zonas con elevada pendiente. Los Calcisols, caracterizados por presentar un pH básico y acumulaciones de carbonato cálcico a cierta profundidad, se encuentran principalmente sobre relieves estables como las laderas de suave pendiente. Y Los Phaeozems, que se suelen encontrar bajo pastos mesófilos y se caracterizan por poseer un horizonte superficial A oscuro debido a su elevado contenido en materia orgánica (mólico), lo que hace que sean unos suelos con una elevada estabilidad estructural y porosidad (Badía y Cuchi Oterino, 2009). 42 5.3. CAMBIOS EN EL HORIZONTE Ah TRAS LA QUEMA PRESCRITA 5.3.1. pH La tabla 13 muestra los datos obtenidos en las medidas del pH para los tres primeros centímetros del suelo. Tabla 13: Valores del pH (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. Control Quemado P-Valor pH 6,79 ± 0,1 6,97 ± 0,4 0,4879 El P-Valor indica si existen diferencias significativas (p<0,05) o altamente significativas (p<0,01) entre los tratamientos. Tras la acción del fuego, podemos observar que el pH tiende a aumentar, sin embargo, se trata de un aumento no significativo, de tan sólo un par de décimas. Estos resultados concuerdan con los de Montoya et al. (2014) y Alcañiz et al. (2016), que también reportaron aumentos no significativos del pH al estudiar los efectos de una quema prescrita sobre un campo de cultivo abandonado en Granada (SE España) y sobre un bosque mediterráneo en Girona (NE España), respectivamente. Afif Khouri y Oliveira Prendes (2006), tras llevar a cabo una quema prescrita en el monte Tuña (Asturias, España), tampoco observaron cambios significativos en el pH, que tendía a descender en los dos primeros centímetros. Este resultado fue atribuido a que la cantidad de cenizas resultantes de la quema y su composición no fueron suficientes como para producir una modificación significativa en los valores del pH. Fontúrbel Lliteras et al. (2017b) obtuvieron un resultado similar al estudiar diferentes bosques de P. pinaster y P. nigra en Cuenca, donde el escaso impacto térmico del fuego no provocó diferencias significativas sobre el pH. Girona-García et al. (2018c) tampoco observaron un impacto directo y significativo sobre esta propiedad como consecuencia de la rápida eliminación de las cenizas durante el proceso muestreo, que fue llevado a cabo inmediatamente después de la quema. También existen diversos estudios que contrastan con los resultados obtenidos en este trabajo, en los que se han reportado tanto aumentos como disminuciones significativas en el pH; Mataix-Solera (1999) observó que, tras la quema controlada de un aulagar en la Sierra de Aitana (Valencia, España), el pH sufrió un aumento significativo. Úbeda et al. (2005), al estudiar el suelo de una pradera en las montañas 43 de Prades (Cataluña NE España), Ulery et al. (1993), que investigaron las variaciones en el pH en diferentes suelos de California (EEUU), y Granged et al. (2011), que estudiaron un matorral en Cádiz (SO España), también observaron incrementos significativos en los valores del pH. Los cuatro estudios atribuyeron estos incrementos al aporte de diversos cationes, carbonatos y óxidos procedentes de las cenizas y, en el caso de Úbeda et al. (2005) y Granged et al. (2011), estos cambios también fueron atribuidos al consumo de los ácidos orgánicos producido durante los procesos de oxidación de la hojarasca y de la materia orgánica contenida del suelo. Por el contrario, Badía y Martí (2003), que estudiaron dos suelos del Valle del Ebro (NE España) observaron que, al calentar los suelos hasta los 250ºC, el pH sufría un descenso significativo que podía ser debido a la oxidación de algunos elementos y al descenso de la capacidad amortiguadora del suelo causada por la deshidratación de algunos coloides. Sin embargo, a esa misma temperatura, la adición de cenizas de Cistus Clusii supuso un incremento significativo del pH en ambos suelos. En un estudio de laboratorio similar, realizado por Terefe et al. (2008), se observó que al calentar los suelos en un intervalo de temperaturas que iba de los 25ºC a los 250ªC el pH también disminuía significativamente. Este resultado se atribuyó a que no se tuvo en cuenta el efecto de las cenizas. Parlak (2011) también documentó un descenso significativo del pH al alcanzar los 200ºC, que fue atribuido a los mismos procesos observados por Badía y Martí (2003). Sin embargo, a los 100ºC el pH no sufría cambios significativos y, a los 400ºC, este aumentaba significativamente a causa de la formación de óxidos metálicos. Como hemos visto en los estudios citados anteriormente (Alcañiz et al., 2016; Mataix-Solera, 1999; Úbeda et al., 2005; Ulery et al., 1993; Granged et al., 2011), los aumentos en el pH se atribuyen principalmente a la incorporación de cenizas al suelo y a la liberación de cationes; procesos que podrían explicar por qué se ha producido este pequeño aumento en nuestro caso. Sin embargo, aunque se haya producido un aporte de cenizas, al igual que ocurren en el estudio de Afif Khouri y Oliveira Prendes (2006), este podría no haber sido suficiente como para hacer que el aumento fuera significativo. 44 Tabla 14: Resumen de las variaciones del pH en los estudios citados. Autor Ubicación Tipo de sueloa Tipo de quemab Severidad de la quemac o Tº alcanzada Días tras la quema Control vs quemadod Afif Khouri et al, 2006 NO España Ustochrept3 QP s.d. 0 = Alcañiz et al., 2016 NE España Lithic Xerorthent1 QP 164-720ºC en superficie 0 = Badía y Martí, 2003 NE España Xeric Haplogypsid y Torriorthent1 QL 250ºC 0 - Fontúrbel Lliteras et al, 2017b Centro de España s.d. QP Baja 0 = GironaGarcía et al, 2018c Tella, NE España Eutric Epileptic Cambisol2 QP Bajamoderada 0 = Granged et al, 2011 SO España Regosol, Cambisol y Leptosol2 QP Alta 0 + MataixSolera, 1999 SE España Haploxeroll Cálcico1 QP Moderada 1 + Montoya et al, 2014 SE España Calcaric Regosol2 QP s.d. 4 = Parlak, 2011 Turquía s.d. QL 100ºC 0 = Parlack, 2011 Turquía s.d. QL 200ºC 0 - Parlack, 2011 Turquía s.d. QL 400ºC 0 + Terefe et al, 2008 Centro de España Typic Palexeralf y Calcaric Rhodoxeralfs1 QL 200ºC 0 - Úbeda et al, 2005 NE España Lithic Xerorthents1 QP s.d. 0 + Ulery et al, 1993 California (EEUU) Lithic Haploxeroll1 QP s.d. 22 + s.d: Sin datos disponibles. a (1) Clasificación de la USDA (Soils Survey Staff), (2) Clasificación WRB (IUSS), (3) Ministerio de Medio Ambiente de España. b QP: Quema prescrita, QL: Quema en laboratorio, IF: Incendio forestal. c Clasificación de la severidad según la interpretación del autor. d Tendencia observada al comparar el suelo control con el quemado. +: aumento significativo. -: descenso significativo, =: no se han producido cambios significativos. 45 5.3.2. Conductividad eléctrica A continuación, en la tabla 15, se muestran los datos obtenidos en las medidas de la conductividad eléctrica del suelo estudiado. Tabla 15: Valores de la conductividad eléctrica (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. Control Quemado P-Valor Conductividad eléctrica (µs/cm) 143,76 ± 52,99 281,25 ± 57,87 0,0128 El P-Valor indica si existen diferencias significativas (p<0,05) o altamente significativas (p<0,01) entre los tratamientos Podemos ver que se ha producido un aumento significativo de la conductividad eléctrica (P-valor<0,05), que ha pasado de los 143.76 a los 281,25 µs/cm. Estos resultados concuerdan con los de Alcañiz et al. (2016), que observaron que la conductividad eléctrica se incrementaba significativamente un 37%, justo después del incendio, pasando de los 125,99 ± 47,49 a los 198,52 ± 94,48 µs/cm. Y con los de Granged et al. (2011), que también reportaron un aumento significativo en esta propiedad, que aumentó hasta 70 veces. Kutiel e Inbar (1993), que estudiaron el suelo de un bosque mixto de P. halepensis y P. brutia, en la región mediterránea de Israel, también reportaron un aumento significativo en la conductividad eléctrica que prevaleció hasta 8 meses después del fuego. Además, Terefe et al. (2008), Mataix-Solera (1999) y Badía y Martí (2003) también registraron aumentos significativos en sus respectivos estudios. En los estudios citados anteriormente, el aumento de la conductividad eléctrica fue atribuido a la solubilización de los iones inorgánicos que fueron liberados durante los procesos de combustión de la materia orgánica del suelo (Alcañiz et al., 2016; Granged et al., 2011; Terefe et al., 2008; Badía y Martí, 2003) y de la hojarasca (Kutiel e Inbar, 1993), y a la incorporación de cenizas al suelo (Alcañiz et al., 2016; MataixSolera, 1999; Badía y Martí, 2003). Estos procesos también podrían explicar por qué la conductividad eléctrica de nuestro suelo aumentó tras la acción del fuego, teniendo una especial relevancia el aporte de iones inorgánicos procedentes de la hojarasca, ya que el horizonte orgánico quedó completamente calcinado tras la quema, produciéndose así una combustión completa de la hojarasca. También encontramos estudios que contrastan con nuestros resultados, como es el caso de Girona-García et al. (2018c), que investigaron dos suelos ubicados en el Pirineo Central (NE España) y, en ambos casos, no detectaron cambios significativos 46 en la conductividad eléctrica en los dos primeros centímetros del suelo. Esto fue debido a que las muestras se tomaron inmediatamente después de la quema, no dejando trascurrir más de dos horas, y a que las cenizas fueron meticulosamente eliminadas durante el muestreo. Por otro lado, Parlak (2011) observó que, al superar los 300ºC en los suelos de dos bosques del Parque Nacional de Gallipoli (Turquía), la conductividad eléctrica descendía significativamente. Terefe et al. (2008) documentaron el mismo resultado al alcanzar los 500ºC. La conductividad eléctrica de todos sus suelos se vio reducida, siendo este descenso significativo en la mayoría de ellos. En ambos estudios, los descensos fueron atribuidos al colapso de los minerales de arcilla, a la formación de óxidos básicos y a la generación de partículas de arena gruesa. Tabla 16: Resumen de las variaciones en la conductividad eléctrica del suelo en los estudios citados. Autor Ubicación Tipo de sueloa Tipo de quemab Severidad de la quemac o Tº alcanzada Días tras la quema Control vs quemadod Alcañiz et al., 2016 NE España Lithic Xerorthent1 QP 164-720ºC en superficie 0 + Badía y Martí, 2003 NE España Xeric Haplogypsid1 QL 150ºC 0 + Badía y Martí, 2003 NE España Xeric Torriorthent1 QL 250ºC 0 + GironaGarcía et al, 2018c Buisán, NE España Eutric Cambisol2 QP Bajamoderada 0 = GironaGarcía et al, 2018c Tella, NE España Eutric Epileptic Cambisol2 QP Bajamoderada 0 = Granged et al, 2011 SO España Regosol, Cambisol y Leptosol2 QP Alta 0 + Kutiel e Inbar, 1993 Israel Lithic Xerothenth1 IF Bajamoderada 30 + MataixSolera, 1999 SE España Haploxeroll Cálcico1 QP Moderada 1 + Parlak, 2011 Turquía s.d. QL 300-500ºC 0 - 47 Autor Ubicación Tipo de sueloa Tipo de quemab Severidad de la quemac o Tº alcanzada Días tras la quema Control vs quemadod Terefe et al, 2008 Centro y sur de España Typic Palexeralf, Calcaric Rhodoxeralf y Typic Calcixeret1 QL 200-300ºC 0 + Terefe et al, 2008 Centro y sur de España Typic Palexeralf, Calcaric Rhodoxeralf y Typic Calcixeret1 QL 500ºC 0 - s.d: Sin datos disponibles. a (1) Clasificación de la USDA (Soils Survey Staff), (2) Clasificación WRB (IUSS). b QP: Quema prescrita, QL: Quema en laboratorio, IF: Incendio forestal. c Clasificación según la interpretación del autor. d Tendencia observada al comparar el suelo control con el quemado. +: aumento significativo. -: descenso significativo, =: no se han producido cambios significativos. 5.3.3. Carbono orgánico oxidable y carbono orgánico disuelto La tabla 17 muestra los datos obtenidos en las medidas del carbono orgánico oxidable para los tres primeros centímetros del suelo. Tabla 17: Valores del carbono orgánico oxidable y disuelto (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. Control Quemado P-Valor Carbono orgánico oxidable (g/Kg) 55,29 ± 13,27 54,88 ± 6,21 0,9592 El P-Valor indica si existen diferencias significativas (p<0,05) o altamente significativas (p<0,01) entre los tratamientos. Podemos observar que se ha producido una disminución muy leve en el contenido de carbono orgánico oxidable del suelo, la cual no llega a ser significativa. Hay autores que coinciden con nuestros resultados, como Alexis et al. (2006), que estudiaron un chaparral en Florida (EEUU) y vieron que el contenido de carbono no sufría cambios significativos en los primeros 5 cm de suelo. O Fontúrbel Lliteras et al. (2017b), que tampoco observaron una variación significativa en los dos primeros centímetros. En ambos estudios, la ausencia de cambios fue atribuida al escaso impacto térmico de las quemas prescritas. En el caso de Alexis et al. (2006), las temperaturas máximas alcanzadas no llegaron a superar los 100ºC en los primeros 3 cm de suelos, 48 mientras que la quema llevada a cabo por Fontúrbel Lliteras et al. (2017b) fue de baja severidad. En nuestro caso, siguiendo los criterios establecidos por Parsons et al. (2010), nuestra quema fue clasificada como una de severidad moderada. Sin embargo, teniendo en cuenta la escaba biomasa quemada y la elevada inercia térmica del suelo, la quema en realidad podría tener una severidad menor, de tal manera que, al igual que en los estudios citados anteriormente, la ausencia de cambios significativos en el carbono orgánico oxidable sea debida al escaso impacto térmico. Por otro lado, teniendo en cuenta el aspecto que presentó la ladera tras la acción del fuego (descrito en el apartado 4.2) y la escasa humedad del material combustible, tampoco se puede descartar que la quema sea realmente moderada. En este caso, la ausencia de cambios significativos en el contenido de carbono orgánico podría atribuirse al efecto de dilución por mezcla de los tres primeros centímetros del suelo. El carbono orgánico podría haberse visto notablemente reducido en el primer centímetro de nuestro suelo a causa de las temperaturas alcanzadas, sin embargo, estas podrían no haber sido suficientes para tener un impacto significativo de 1-3 cm, de tal forma que al analizar de forma conjunta una profundidad de 0-3 cm el balance general sería que la quema no ha producido un cambio significativo. En estudios como los de Girona-García et al. (2018a; 2018c), se ha visto como una quema prescrita de severidad baja-moderada no tenía efectos significativos sobre el contenido de carbono a una profundidad de 1-3 cm, pero sí de 0-1 cm. En el primer centímetro de suelo el carbono orgánico disminuyó como consecuencia de la combustión de la materia orgánica que comenzó a partir de los 200250ºC. Mataix-Solera (1999), que llevó a cabo una quema prescrita de severidad moderada, no encontró cambios significativos en el contenido de materia orgánica y, por tanto, tampoco en el de carbono. En este caso, la materia orgánica se vio ligeramente reducida, pasando de los 69,8 a los 67,2 g/kg, a causa de las temperaturas alcanzadas en la superficie del suelo. No obstante, debido a la variabilidad espacial del contenido de materia orgánica del suelo original de la parcela experimental, estas diferencias no fueron significativas. Además, otros autores como Goberna et al. (2011), Meira-Castro et al. (2014) y García-Girona et al. (2019) tampoco reportaron cambios significativos en los contenidos de carbono y materia orgánica. En el caso de este último, la ausencia de cambios fue atribuida a la rápida propagación del fuego. 55 5.3.5. Color Las tablas 23 y 24 muestran los datos obtenidos en las medidas del brillo y el croma, en seco y húmedo respectivamente, para los tres primeros centímetros del suelo. Tabla 23: Valores de brillo y croma en seco (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. Control Quemado P-Valor Brillo 5,75 ± 0,5 5,5 ± 0,57 0,537 Croma 2,5 ± 0,57 2,0 ± 0,0 0,134 El P-Valor indica si existen diferencias significativas (p<0,05) o altamente significativas (p<0,01) entre los tratamientos. Tabla 24: Valores de brillo y croma en húmedo (x± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n = 4) para cada tratamiento. Control Quemado P-Valor Brillo 4,5 ± 0,57 4,25 ± 0,5 0,537 Croma 2,5 ± 0,57 2,0 ± 0,0 0,134 El P-Valor indica si existen diferencias significativas (p<0,05) o altamente significativas (p<0,01) entre los tratamientos. Todas las muestras de control y quemado, tanto en seco como en húmedo, presentaron el mismo valor para el matiz, que fue 10YR. En cuanto al brillo y el croma, por lo general, se produjo un leve descenso no significativo de sus valores; por ello, podemos concluir que el color del suelo no se ha visto modificado significativamente tras la acción del fuego. Algunos autores han atribuido las disminuciones en los valores del brillo y el croma a la incorporación de cenizas al suelo (Celis et al., 2013; Badía y Martí, 2003). En nuestro caso, cuando se llevó a cabo el muestreo, el horizonte Ah fue meticulosamente limpiado y se eliminaron todos los restos de cenizas, lo que podría explicar por qué a la hora de analizar el color no se observó una variación significativa en dichos valores. Autores como Badía y Martí (2003), encontraron diferentes resultados al analizar el color de dos suelos (uno calcáreo y uno yesoso) sometidos a diferentes temperaturas, las cuales iban desde los 25ºC hasta los 500ºC. En el caso del suelo yesoso, se observó que no sufría cambios significativos en su color para ninguna de las temperaturas alcanzadas. Sin embargo, el suelo calcáreo sufrió un descenso significativo en sus valores de brillo y croma al alcanzar los 250ºC, el cual fue atribuido a la combustión parcial de la materia orgánica y a la incorporación de las cenizas. Badía et al. (2017b), también reportaron un descenso significativo del brillo en el primer centímetro de un 56 suelo seco; que pasó de 4,7 ± 0,8 antes de la quema a 2,7 ± 0,6 inmediatamente después. Este descenso también fue atribuido a la carbonización de la materia orgánica. Ketterings y Bigham (2000), en su estudio sobre suelos ricos en hierro en Indonesia observaron que, al calentar los suelos entre los 300 y los 600ºC, los valores de brillo y croma disminuían significativamente y el matiz pasaba a ser más amarillento. Parlak (2011), que estudió el suelo de dos bosques de Turquía, también reportó un descenso en el brillo de ambos suelos entre los 300-500ºC. El croma de uno de ellos aumentó significativamente a los 200ºC mientras que, en el otro suelo, sufrió un descenso significativo a partir de los 300ºC. El matiz sólo cambió al alcanzar los 500ºC en uno de los suelos, pasando de 10YR a 2,5Y. Terefe et al. (2005; 2008), al estudiar diferentes suelos del centro, sur y suroeste de España, vieron cómo el color de todos ellos cambiaba sustancialmente conforme las temperaturas iban aumentando. El matiz pasó a ser más rojizo, sobre todo en el rango de temperaturas de 300-500ºC, a causa de las transformaciones de los óxidos de hierro, que primero se transformaron en maghemita y después en hematites. El brillo, a pesar de la disminución de la materia orgánica a los 200-300ºC, sufrió un descenso debido a la carbonización de los residuos orgánicos restantes. Sin embargo, a los 500ºC, sufrió un aumento a causa de la oxidación completa de la materia orgánica. En cuanto al croma, este aumentó hasta alcanzar su máximo a los 300-500ºC, gracias al incremento en el contenido de hematites, que poseen una capacidad muy elevada para enrojecer el suelo incluso en bajas concentraciones. Giovannini et al. (1988) también observaron cómo al calentar dos suelos, que originalmente tenían un color grisáceo, pasaron a adquirir un tono más rojizo a causa de la oxidación de los óxidos de hierro. 5.3.6. Hidrofobicidad La tabla 25 muestra los datos obtenidos en las medidas de hidrofobicidad para los tres primeros centímetros del suelo. Tabla 25:Valores de persistencia de la hidrofobicidad (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. Control Quemado P-Valor Hidrofobicidad (s) 7,08 ± 2,69 1917,08 ± 2164,54 0,128 El P-Valor indica si existen diferencias significativas (p<0,05) o altamente significativas (p<0,01) entre los tratamientos. Si nos fijamos en la tabla (Tabla 25), podemos observar que la hidrofobicidad ha aumentado considerablemente, aunque de forma no significativa, debido a la alta 57 variabilidad de esta propiedad en las muestras de suelo quemado. Tras la quema, el tiempo de infiltración aumentó, en mayor o menor medida, en todas las muestras; sin embargo, algunas siguieron siendo ligeramente repelentes al agua, al igual que todas las muestras de control, mientras que otras pasaron a ser extremadamente repelentes. Nuestro suelo ya presentaba inicialmente una leve repelencia al agua, por lo que estos aumentos podrían estar causados por las reacciones químicas que se producen durante la quema, las cuales incrementan las interacciones entre las sustancias hidrofóbicas y las partículas del suelo haciendo que estas se unan para formar compuestos aún más hidrofóbicos (Zavala et al., 2014). Son varios los autores que han recogido los efectos que el fuego ejerce sobre esta propiedad obteniendo diferentes resultados. Vadilonga et al. (2008), al estudiar diferentes suelos ubicados en Tarragona (NE, España), observaron un aumento efímero en la repelencia del agua tras incendios de media y alta intensidad. Sin embargo, en aquellos suelos que habían sufrido incendios de baja intensidad, la repelencia al agua disminuyó ligeramente. Esta disminución fue atribuida a que las temperaturas se mantuvieron por debajo de los 200ºC y a la posible eliminación de algunas sustancias orgánicas que le conferían hidrofobicidad al suelo. Jordán et al. (2011), que también investigaron incendios de diferentes severidades, pero sobre suelos volcánicos situados en Michoacán (México) vieron que, en las áreas afectadas por fuegos de baja intensidad, la repelencia al agua no sufría ningún cambio significativo como consecuencia de las bajas temperaturas alcanzadas. Mientras que, en el caso de las áreas afectadas por incendios de elevada severidad, sólo se observó un descenso en la repelencia al agua en aquellos suelos en los que también se había producido una disminución significativa en el contenido de materia orgánica. Fontúrbel Lliteras et al. (2017b) y Kennard y Gholz (2001), que analizaron los efectos producidos por una quema prescrita y un incendio forestal respectivamente, ambos de baja severidad, tampoco encontraron cambios significativos en la repelencia al agua. Badía-Villas et al. (2014), en su estudio sobre el suelo de un bosque de Pinus halepensis ubicado en los Montes de Zuera (NE, España), registraron un descenso significativo de la repelencia al agua en el primer centímetro del horizonte Ah, que fue atribuido a la reducción en el contenido de materia orgánica y a la degradación selectiva de las estructuras alifáticas. 58 Granged et al. (2011) obtuvieron un resultado similar al estudiar un suelo en la Sierra de Algeciras (SW, España); también observaron un descenso significativo de la repelencia al agua en los dos primeros centímetros del suelo. En este caso, el resultado fue atribuido a las elevadas temperaturas que se alcanzaron durante la quema, que iban desde los 257ºC a los de 2 cm de profundidad hasta los 420ºC en la superficie. Por otro lado, Zavala et al. (2010), que sometieron diferentes suelos a una quema en el laboratorio, reportaron un descenso no significativo de la repelencia al agua en el intervalo de temperaturas que iba de los 100-150ºC. Sin embargo, a partir de los 250ºC, la repelencia comenzó a descender significativamente hasta desaparecer casi por completo a los 400-450ºC. A diferencia de las tendencias observadas anteriormente, Hubbert et al. (2006) documentaron un aumento significativo de la repelencia al agua en el suelo de un bosque de California (EEUU). Antes de la quema sólo el 37% de la superficie del suelo presentaba una repelencia al agua entre moderada y extrema, tras la acción del fuego, esta superficie se elevó hasta alcanzar el 67%. A los 2 y los 4 cm de profundidad también observó un aumento en dicha propiedad. Este incremento de la repelencia en todas las profundidades estudiadas fue atribuido a la translocación de las sustancias orgánicas, procedentes de restos vegetales, hacia capas más profundas. Arcenegui et al. (2008), también vieron cómo la repelencia al agua aumentaba significativamente tras una serie de incendios forestales sobre diferentes suelos en Alicante. Antes del incendio, sólo un 33% de las muestras presentaban repelencia al agua, tras la acción del fuego este porcentaje se incrementó hasta el 76%. 59 Tabla 26: Resumen de las variaciones de la hidrofobicidad en los estudios citados. Autor Ubicación Tipo de sueloa Tipo de quemab Severidad de la quemac o Tº alcanzada Días tras la quema Control vs quemadod Arcenegui et al, 2008 SE España Rodoxeralf, Xerorthent, Haploxerept y Haploxeroll1 IF s.d. 5 + BadíaVillas et al, 2014 NE España Rendzic Phaeozem2 QL Moderada 0 - (0-1cm) = (1-3cm) Fontúrbel Lliteras et al, 2017b Centro de España s.d. QP Baja 0 = Granged et al, 2011 SO España Regosol, Cambisol y Leptposol2 QP 420ºC superficie 0 - Hubbert et al, 2006 California (EEUU) Typic Xerorthents1 QP Bajamoderada 7 + Jordán et al, 2011 México Andosols2 QP Baja 7-15 = Jordán et al, 2011 México Andosols2 QP Alta 7-15 - Kennard et al, 2001 Bolivia Inceptisols y oxisols2 QP Baja 60 = Vadilonga et al, 2008 NE España s.d. QP Madia-Alta 0 + Vadilonga et al, 2008 NE España s.d. QP Baja 0 = Zavala et al, 2010 SP España, Australia y México Regosols y Leptosols2 QL 100-150ºC 0 = Zavala et al, 2010 SP España, Australia y México Regosols y Leptosols2 QL >250ºC 0 - s.d: Sin datos disponibles. a (1) Clasificación de la USDA (Soils Survey Staff), (2) Clasificación WRB (IUSS). b QP: Quema prescrita, QL: Quema en laboratorio, IF: Incendio forestal. c Clasificación de la severidad según la interpretación del autor. d Tendencia observada al comparar el suelo control con el quemado. +: aumento significativo. -: descenso significativo, =: no se han producido cambios significativos. 60 5.3.7. Estabilidad estructural En la tabla 27 podemos observar los datos obtenidos en las medidas de estabilidad estructural para los tres primeros centímetros del suelo. Tabla 27: Valores de estabilidad estructural (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. Control Quemado P-Valor Estabilidad estructural (%) 93,65 ± 0,83 95,74 ± 0,64 0,0072 El P-Valor indica si existen diferencias significativas (p<0,05) o altamente significativas (p<0,01) entre los tratamientos. Como podemos observar, se ha producido un aumento en la estabilidad estructural que, a pesar de haber sido leve, es altamente significativo (p<0,01). Tanto las muestras de control como las de suelo quemado presentan el mismo nivel de estabilidad estructural, ya que en ambos casos los agregados son muy estables. Autores como Giovannini et al. (1988) y Guerrero et al. (2001) también han reportado aumentos significativos de la estabilidad estructural, incluso cuando agentes cementantes como la materia orgánica han sido destruidos. Guerrero et al. (2001), observaron como la estabilidad estructural aumentaba significativamente a los 400ºC y los 600ºC y, Giovannini et al. (1988), reportaron el mayor incremento de la estabilidad a los 460ºC. En ambos casos, estos aumentos fueron atribuidos a las alteraciones de los óxidos de hierro y aluminio y a los cambios en la estructura de los minerales de las arcillas, que pueden dar lugar a agregados más estables. Parlack (2011) y Terefe et al. (2008) también documentaron aumentos significativos de la estabilidad estructural al alcanzar temperaturas superiores a los 300ºC, que fueron atribuidos a los mismos procesos observados por Giovannini et al. (1988) y Guerrero et al. (2001). La fusión de las arcillas, causada por los cambios termales de los óxidos de hierro y aluminio (Guerrero et al., 2001), comienza al alcanzar temperaturas entre los 400-700ºC (Mataix-Solera et al., 2011). A estas temperaturas, se espera que haya un consumo significativo del carbono orgánico, ya que este comienza a reducirse a partir de los 200-250ºC y se consume por completo a los 460ºC (Alcañiz et al., 2018). Además, también se esperaría una reducción notable en la humedad del suelo. En nuestro caso, como hemos visto en los apartados 5.3.3 y 5.3.4, no se ha producido un descenso significativo ni del carbono orgánico ni de la humedad de nuestro suelo, lo que podría ser un indicativo de que en la quema no se han alcanzado tales temperaturas y, por lo tanto, el incremento de la estabilidad estructural no puede ser atribuido a las alteraciones 61 de los óxidos de hierro y aluminio ni a los cambios en la estructura de las arcillas como se ha visto en los estudios anteriores. Fox et al. (2007) y García-Corona et al. (2004) también reportaron aumentos significativos de la estabilidad estructural en sus respectivos estudios. García-Corona et al. (2004), que estudiaron el suelo de dos bosques de Pinus pinaster en Galicia (NO España), observaron un aumento en la estabilidad estructural de uno de ellos, a los 170 y los 220ºC. Por otro lado, Fox et al. (2007) vieron cómo la estabilidad aumentaba en algunas fracciones del suelo al alcanzar temperaturas superiores a los 150ºC. En ambos estudios se observó que la repelencia al agua era el principal factor que controlaba la estabilidad estructural, por lo que estos incrementos en la estabilidad fueron atribuidos al aumento de la hidrofobicidad de los suelos. Terefe et al. (2008) también documentaron un aumento de la estabilidad estructural, causado por un incremento en la hidrofobicidad, en aquellos suelos que habían sido calentados hasta los 250ºC y presentaban un elevado contenido de materia orgánica, la cual se volatilizó y se condensó alrededor de los agregados haciéndolos más hidrofóbicos. Como hemos visto en los estudios anteriores, la estabilidad estructural puede aumentar en fuegos de severidad baja o moderada, a causa de la formación de una película hidrofóbica en la parte externa de los agregados, que los hace más estables (Certini, 2005; Mataix-Solera et al., 2004). En el apartado 5.3.6, se puede ver como la hidrofobicidad ha aumentado considerablemente, aunque de forma no significativa, tras el paso del fuego; este incremento en la hidrofobicidad podría ser el causante de que la estabilidad estructural de nuestro suelo haya aumentado tras la quema. Se ha encontrado una correlación positiva (r= 0,671) entre ambos parámetros en las muestras de control y quemado (Anexo II) que, aunque no llega a ser significativa, es bastante elevada y se acerca a serlo. Otros autores como Soto et al. (1991) y Velasco y Úbeda. (2014), que estudiaron diversos suelos del noroeste y noreste de España respectivamente, también registraron aumentos significativos en la estabilidad estructural. Además, Soto et al. (1991) también reportaron un descenso significativo de la estabilidad en aquellos suelos que habían alcanzado temperaturas superiores a los 170ºC, el cual fue atribuido a la combustión de la materia orgánica. Granged et al. (2011) y Martín et al. (2011), también observaron un descenso significativo de la estabilidad estructural, inmediatamente después del fuego, que en ambos casos también fue atribuido al descenso en el contenido de materia orgánica. 62 También hay estudios, como los de Jordán et al. (2011) y Zavala et al. (2010), en los que no se han encontrado cambios significativos en la estabilidad estructural. En ambos casos se estudiaron diferentes suelos ubicados en Michoacán (México), Andalucía (España) y Nueva Gales del Sur (Australia) y, se observó que, en aquellos suelos que habían sido afectados por incendios de baja intensidad, la estabilidad estructural no se veía modificada. Sin embargo, en los suelos afectados por incendios de moderada y alta intensidad, se observó un descenso significativo de la estabilidad causado por el descenso del carbono orgánico. Mataix-Solera (1999) tampoco observó cambios significativos de la estabilidad estructural en su estudio. Tabla 28: Resumen de las variaciones en la estabilidad estructural en los estudios citados. Autor Ubicación Tipo de sueloa Tipo de quemab Severidad de la quemac o Tº alcanzada Días tras la quema Control vs quemadod Fox et al, 2007 Francia Planosol2 QL ≥150ºC 0 + GarcíaCorona et al, 2004 NO España Regosols y Umbrisols2 QL 170-220ºC 0 + Gerrero et al, 2001 s.d. s.d. QL 400-600ºC 0 + Giovannini et al, 1988 N Italia s.d. QL 460ºC 0 + Granged et al, 2011 SO ESpaña Regosol, Cambisol y Leptosol2 QP Alta 0 - Jordán et al, 2011 México Andosols2 QP Baja 7-15 = Jordán et al, 2011 México Andosols2 QP Alta 7-15 - Martín et al, 2011 NO España Leptpsol y Humic Cambisol2 IF Alta 0 - Martín et al, 2011 NO España Leptpsol y Humic Cambisol2 IF Baja 0 - MataixSolera, 1999 SE España Haploxeroll Cálcico1 QP Moderada 1 = Parlak, 2011 Turquía s.d. QL 300-500ºC 0 + 63 Autor Ubicación Tipo de sueloa Tipo de quemab Severidad de la quemac o Tº alcanzada Días tras la quema Control vs quemadod Soto et al, 1991 NO España Humic Cambisol2 QL 170ºC 0 + Soto et al, 1991 NO España Humic Cambisol2 QL 380-700ºC 0 - Terefe et al, 2008 Centro de España Typic Palexeralf y Calcaric Rhodoxeralfs1 QL 300-500ºC 0 + Terefe et al, 2008 Centro de España Typic Palexeralf y Calcaric Rhodoxeralfs1 QL 250ºC 0 + Velasco et al, 2014 NE España Lithic Xerochrept1 IF Baja-Alta 0 + Zavala et al, 2010 SP España, Australia y México Regosols y Leptosols2 QL 100-150ºC 0 = Zavala et al, 2010 SP España, Australia y México Regosols y Leptosols2 QL 200-450ºC 0 - s.d: Sin datos disponibles. a (1) Clasificación de la USDA (Soils Survey Staff), (2) Clasificación WRB (IUSS). b QP: Quema prescrita, QL: Quema en laboratorio, IF: Incendio forestal. c Clasificación de la severidad según la interpretación del autor. d Tendencia observada al comparar el suelo control con el quemado. +: aumento significativo. -: descenso significativo, =: no se han producido cambios significativos. 5.3.8. Densidad aparente La tabla 29 muestra los datos obtenidos en las medidas de densidad aparente para los tres primeros centímetros del suelo. Tabla 29: Valores de densidad aparente (x ± DE) en muestras de control y quemado de suelo en 0-3 cm; (n=4) para cada tratamiento. Control Quemado P-Valor Densidad aparente (Kg/m3) 784,37 ± 69,57 639,9 ± 24,41 0,0078 El P-Valor indica si existen diferencias significativas (p<0,05) o altamente significativas (p<0,01) entre los tratamientos. Observamos que se ha producido un descenso de la densidad aparente altamente significativo (p<0,01). 64 Los efectos que el fuego ejerce sobre esta propiedad no se comprenden del todo muy bien; algunos autores no han registrado cambios significativos después de llevar a cabo quemas prescritas, mientras que otros han observado valores más altos o más bajos (Alcañiz et al., 2018). Agee (1973) y Meira-Castro et al. (2014) no observaron cambios significativos en la densidad aparente de dos suelos afectados por quemas prescritas, en California (EEUU) y Portugal respectivamente. Estos resultados fueron atribuidos, principalmente, a que no se produjo una pérdida de carbono orgánico. Kennard y Gholz (2001), al estudiar el suelo de un bosque seco de Bolivia, afectado por un incendio de baja intensidad, tampoco observaron un cambio significativo en esta propiedad. Además, otros autores como Ambra et al. (2018) y Are et al. (2009) obtuvieron los mismos resultados. En el caso de Ambra et al. (2018), la densidad aparente pasó de los 0,9 ± 0,2 g/cm3 antes de la quema a los 0,8 ± 0,2 g/cm3 inmediatamente después y, en el caso de Are et al. (2009), esta pasó de los 1,13 mg/m3 en la zona de control a los 1,18 mg/m3 en la zona quemada. Por otro lado, Badía y Martí (2003), al estudiar dos suelos del Valle del Ebro, observaron un aumento significativo de la densidad aparente de ambos al alcanzar los 500ºC; el cual fue atribuido a la contribución de los materiales con alta densidad. A 500ºC la destrucción de la materia orgánica es completa, lo que supone un descenso del volumen de la fracción orgánica y un aumento del volumen de la fracción mineral, que es más densa. Hubbert et al. (2006) y Pierson et al. (2008) también reportaron un incremento significativo de la densidad aparente en sus respectivos estudios. Hubbert et al. (2006), registraron un aumento del 26% como consecuencia de la destrucción de los agregados del suelo y la pérdida de materia orgánica. Pierson et al. (2008), observaron un incremento del 30% en un suelo de Nevada (EEUU) que había sido afectado por incendio forestal. Sin embargo, en otro suelo de Idaho (EEUU) que había sido sometido a una quema prescrita, no observaron un cambio significativo de esta propiedad. Granged et al. (2011) también reportaron un aumento significativo de la densidad aparente, inmediatamente después de la quema, que también fue asociado a la reducción de la materia orgánica del suelo. Al contrario que las tendencias observadas anteriormente, Chief et al. (2012), al llevar a cabo una quema prescrita en un bosque-matorral en el desierto de la Gran Cuenca (Nevada, EEUU), observaron cómo la densidad aparente descendía 71 Fontúrbel Lliteras, M.T., Fernández Filgueira, Vega Hidalgo, J.A., Merino, A. (2017a). Cambios en el carbono orgánico y en propiedades físicas del suelo después de incendios de distinta severidad. Presentado en 7o Congreso Forestal Español. Gestión del monte: servicios ambientales y bioeconomía, Plasencia, España. Fontúrbel Lliteras, M. T., Jiménez Carmona, E., Fernández Filguera, C., Vega Hidalgo, J. A. 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Torla Localización UTMs: 30T 73594/4725037 Altitud (m): 1.686 Fecha: 25/3/2019 Geomorfología: Ladera rectilínea Pendiente: 60% Orientación: Sur Material originario: Turbiditas de Eoceno Vegetación/ Uso del territorio: Erizón (quemado previamente en 2008) Erosión (forma e intensidad): - Pedregosidad (% suelo cubierto): 50% Tamaño piedras (cm): Grava a bloques Afloramientos rocosos (%): - Distancia entre afloramientos (m): - Drenaje: Bien drenado Encharcamiento: No Otros: Suelo somero Horizonte nº 1 2 Horizonte genético Ah C Profundidad (cm) 10 30/40 Límite Plano, abrupto Contacto lítico Color seco 10YR 5/2 pardo amarillento oscuro 2.5Y 5/3 marrón amarillento Color húmedo 10YR 3/2 pardo grisáceo 2.5Y 4/3 marrón verde oliva Manchas No No Estado redox Oxidado Oxidado Elementos gruesos (%) 20 30 Tamaño < 6 cm < 20 cm Forma 12 12 y 8 Orientación Horizontal Horizontal Distribución Regular Aumenta en profundidad Litología Calcarenitas Calcarenitas Estructura: Forma Granular Bloques subangulares Desarrollo Fuerte Moderado Tamaño Fino Mediano 80 Compacidad Muy poco Poco Materia orgánica Actividad b/h Naturaleza Galerías, micelios No aparente Cantidad Frecuente - Raíces Frecuentes, muy frecuentes, abundantes Frecuentes Grietas No No Test de campo HCl Sin reacción Sin reacción Acumulaciones No No Revestimientos No No Clasificación tentativa Eutric Leptic REGOSOL (Loamic, Humic) 8.2. ANEXO II Tabla 32: Matriz de correlación entre muestras control y quemadas (n=8). Profundidad 0-3 cm. pH CE C oxi C dis H WDPT SAS Dap pH 1 0,608 0,061 -0,445 0,144 -0,418 0,197 -0,258 CE 1 0,191 0,292 -0,043 0,245 0,834** -0,611 C oxi 1 -0,218 0,297 -0,106 0,099 0,011 C dis 1 -0,034 0,886** 0,688 -0,385 H 1 -0,272 -0,061 0,338 WDPT 1 0,671 -0,482 SAS 1 -0,761* Dap 1 CE: Conductividad eléctrica. C oxi: Carbono orgánico oxidable. C dis: Carbono orgánico disuelto. H: Humedad. WDPT: Hidrofobicidad. SAS: Estabilidad Estructural. Dap: Densidad aparente. * La correlación es significativa en el nivel 0,05 ** La correlación es significativa en el nivel 0,01