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Trabajos de gestión en las áreas de elevado interés faunísticodel Parque Natural de Aiako Harria

Jorge González-EstebanIdoia Villate

Marzo - 2003

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Trabajos de gestión en las áreas de elevado interés faunístico del Parque Natural de Aiako Harria

Jorge González-Esteban Idoia Villate

Marzo 2003

El Bosque

La complejidad estructural del bosque 5

Las salamandras y la complejidad estructural del hayedo 29

Los paseriformes y la complejidad estructural del hayedo 36

Vertebrados especialistas y la complejidad estructural del bosque 45

El impacto de las infraestructuras viarias sobre el ecosistema forestal 55

Propuesta de actuaciones para recuperar las condiciones naturales del

bosque en cuanto a complejidad estructural

70

El Río

El desmán, el visón europeo y la nutria en el Parque Natural de Aiako

Harria

83

La nutria 84

El visón europeo 93

El desmán 99

Áreas de elevado interés faunístico 105

Propuesta de actuaciones para recuperar y preservar las condiciones

naturales del ecosistema fluvial en el Parque

106

3

La sectorización que contempla el PORN del área de Aiako Harria (BOPV, Decreto

240/1995, de 11 de abril) supone una primera selección de las áreas mejor

conservadas. Dicho documento se refiere a ellas como zonas de reserva y zonas de

conservación activa. Dado este primer paso y en consonancia con las directrices que

recoge el PRUG (BOPV, Decreto 87/2002, de 16 de abril) es necesario realizar una

selección más precisa y detallada de las áreas de elevado interés faunístico,

basando ésta en estudios científicos que permitan valorar el estado de conservación

de dichas áreas y que proporcionen al mismo tiempo criterios de actuación para su

recuperación.

En esta línea, el presente estudio pretende valorar el estado de conservación

de las principales masas forestales naturales y de los ríos y arroyos del Parque.

En el caso de las masas forestales se ha estudiado la complejidad estructural

del bosque, realizando en primer lugar la caracterización de las principales masas y

mostrando en segundo término la relación existente entre la diversidad estructural y

la diversidad animal.

En el caso de los ríos se ha valorado la idoneidad de su estado de

conservación para albergar tres especies de mamíferos que forman parte del

Catálogo Vasco de Especies Amenazadas de la Fauna y Flora, Silvestre y Marina

(Decreto 167/1996, de 9 de julio): la nutria, el desmán y el visón europeo.

5

La complejidad estructural del bosque

La fragmentación y la pérdida de hábitat pueden ocurrir en los bosques a varias

escalas espaciales. En primer lugar, a gran escala, en la escala "de paisaje", en

donde puede darse la desaparición directa del hábitat propiamente dicho. En

segundo término, aún manteniéndose intacta la cubierta forestal, áreas continuas

naturales de distintos tipos de bosque o de estados sucesionales pueden estar

siendo fragmentadas. Finalmente, en la escala más reducida, dentro de un

determinado tipo de bosque pueden perderse algunos de los elementos florísticos y

estructurales (Angelstam 1996). Por ello la conservación del hábitat precisa

estrategias de gestión a diferentes escalas, que van desde unos pocos metros

cuadrados hasta miles de hectáreas (desde árboles individuales hasta grandes

reservas). Lindenmayer y Franklin (2002) proponen para alcanzar este objetivo las

siguientes directrices: el mantenimiento de la conectividad a través del paisaje, el

mantenimiento de la heterogeneidad del paisaje, el mantenimiento de la complejidad

estructural y la diversidad de especies vegetales a escala de mancha o de parcela y

el mantenimiento de la integridad de los ecosistemas acuáticos, incluyendo los

procesos hidrológicos y geomorfológicos.

A pequeña escala (cientos o algunos miles de hectáreas), a una mayor

complejidad estructural de las comunidades vegetales le corresponde una mayor

diversidad animal (Perry 1994). Aunque actualmente existen pocas dudas acerca de

la veracidad de esta afirmación, pocos trabajos han estudiado la relación entre la

estructura del bosque y la diversidad animal. En el grupo de los vertebrados la

atención se ha centrado sobre todo en las aves, desarrollándose la mayor parte de

los estudios en bosques boreales y templados de Norteamérica.

El propósito del presente trabajo es analizar dicha relación en los hayedos y

robledales del Parque Natural de Aiako Harria, contando con algunas especies de

vertebrados como reflejo de la diversidad animal.

Métodos La superficie ocupada por los bosques autóctonos (2111 ha) supone un 30% del

área total del Parque, siendo el hayedo acidófilo y el robledal-bosque mixto los tipos

de bosque que cuentan con una mayor representación (figura 1). Ambos tipos se

6

distribuyen de forma fragmentada, circunstancia mucho más acentuada en el caso

del robledal, de modo que únicamente es posible destacar por su extensión los

siguientes bosques: el robledal-hayedo de Añarbe (700 ha), el robledal de Endara

(200 ha) y el hayedo de Oianleku (200 ha) (figura 1).

Los trabajos realizados en el presente estudio se han desarrollado en estos

tres bosques, si bien en el caso del bosque de Añarbe se ha considerado de forma

separada el hayedo (450 ha) y el robledal (250 ha).

Cabe destacar que los hayedos estudiados han estado sujetos a distintos

aprovechamientos, de modo que el hayedo de Oianleku lo forman en su mayoría

árboles trasmochos (85% de los pies), mientras que el hayedo de Añarbe está

constituido en su mayoría por árboles de porte "normal".

A escala de paisaje, la cartografía disponible ofrece una visión de las masas

naturales de frondosas que permite valorar su extensión y conexión. Sin embargo,

los distintos aprovechamientos que en ellas se realizan condicionan su estructura,

configurando para la fauna característica de este bosque una oferta de recursos

tróficos y espaciales que es necesario analizar.

La complejidad estructural es un rasgo común a todos los bosques templados

del mundo y altos niveles de heterogeneidad espacial son característicos de todos

los bosques maduros-viejos (Lindenmayer y Franklin 2002). La complejidad

estructural a escala de mancha o de rodal incluye una serie rasgos y elementos

estructurales, tales como:

- Árboles de diferentes edades

- Grandes árboles vivos

- Árboles vivos presentando distintos estados de decaimiento

- Grandes árboles muertos aún en pie (que en la literatura científica se

conocen como snags)

- Grandes troncos caidos (que en la literatura científica se conocen como

logs)

En los tipos de bosque representados por las masas seleccionadas pueden

identificarse fácilmente estos elementos. Su cuantificación se ha realizado en cada

uno de los cuatro bosques estudiados en una serie de parcelas. Para garantizar la

aleatoriedad del muestreo se seleccionaron las parcelas utilizando como referencia

el retículo UTM (cuadrícula de 250 m de lado). El centro de las parcelas de muestreo

se hizo coincidir con el centro de las cuadrículas. Las figuras 2, 3, 4 y 5 recogen la

7

disposición de las parcelas seleccionadas. La caracterización de la complejidad

estructural de cada parcela se realizó conforme al protocolo que se detalla a

continuación.

En primer lugar sobre un transecto lineal de 100 m de longitud, cuyo punto

medio coincide con el centro de la parcela, y siguiendo el método PCQ (Point-

Centered Quarter; Cottam y Curtis 1956) se han muestreado los árboles vivos. Se

registró la especie a la que pertenecen, su diámetro a una altura de 1.4 m (dbh) y su

estado de decaimiento. Se han considerado como árboles todos aquellos cuyo dbh

es superior a 10 cm. Para valorar el estado de decaimiento de los árboles vivos se

ha seguido el criterio elaborado por Carey y Haley (1981):

[1]: la corona presenta una forma regular, sin que se observen ramas muertas de

más de 10 cm de diámetro.

[2]: el árbol presenta 1 o 2 ramas grandes muertas (de más de 10 cm de diámetro).

[3]: el árbol presenta 3 o más ramas grandes muertas (de más de 10 cm de

diámetro); una parte importante de la corona (> 1/3) está muerta o ha desaparecido.

[4]: el árbol presenta una porción del tronco muerta.

[5]: todo el árbol está muerto, pero permanece aún en pie. Es lo que se conoce

como un snag.

En segundo lugar, se anotó el número de snags presentes en dos parcelas

circulares de 25 m de radio centradas en los extremos del transecto. De los snags se

registró la especie a la que pertenecen, su dbh, su altura y su estado de pudrición.

Se han considerado únicamente aquellos que presentaban un dbh superior a 10 cm.

Para valorar el estado de pudrición de los snags se ha seguido el criterio elaborado

por Goodburn y Lorimer (1998). El grado de descomposición de la madera se ha

valorado con la ayuda de una varilla metálica de 5 mm de grosor y punta

redondeada (no afilada). Las clases de pudrición consideradas son las siguientes:

[1]: el árbol está muerto, pero la corteza permanece intacta; no se aprecian aún

signos de pudrición

[2]: la corteza comienza a desprenderse y se aprecian algunos signos de pudrición;

la varilla no penetra en el tronco más allá de 1-2 cm.

[3]: la pudrición se aprecia claramente; la varilla se introduce con facilidad, sin

alcanzar aún la parte interna del tronco

[4]: la pudrición se extiende por todo el tronco; la varilla lo atraviesa fácilmente; ha

comenzado el desprendimiento de madera podrida

8

[5]: el árbol muestra poca integridad estructural; ha perdido gran parte de su

volumen.

El volumen de los snags se ha calculado asumiendo que todos ellos

presentan forma cilíndrica.

Posteriormente se ha calculado el volumen de los troncos muertos que

descansan sobre el suelo (logs). Se han considerado como logs todos los troncos de

diámetro superior a 10 cm y longitud superior a 1 m, que se encuentran sobre el

suelo o suspendidos por uno de sus extremos sin que el ángulo que forman con el

suelo llegue a superar los 45o. Los logs se han muestreado sobre un transecto lineal

de 100 m, cuyo punto medio coincide con el centro de la parcela. Dado que en

función de las características del área a estudiar la distribución de los logs puede

seguir una orientación determinada, la orientación del transecto fue determinada al

azar. En los puntos en el que el transecto lineal tocaba a los logs se anotó la

especie, su diámetro y el estado de pudrición. Para valorar el estado de pudrición de

los logs se ha seguido el criterio elaborado por Pyle y Brown (1998):

[1]: la corteza permanece intacta; no se aprecian aún signos de pudrición

[2]: sin corteza o con poca corteza; la superficie está dura aunque puede haber

comenzado el proceso de pudrición interna

[3]: sin corteza; la superficie está húmeda y se desprende al golpearla; podemos

introducir el dedo fácilmente, aunque aún presenta cierto grado de firmeza

[4]: el log se aplasta o rompe fácilmente y presenta sección ovalada o aplastada; al

apretar con el dedo exhuda humedad; comienza a aparecer en su entorno serrín o

pequeños fragmentos de madera podrida

[5]: el log está en su mayor parte hecho serrín.

El volumen fue estimado usando la fórmula descrita por Lofroth (1992):

V = (Л2Σd2) / 8L

donde V es volumen en m3/ha, d es diámetro (cm) de cada log y L es la longitud del

transecto (en este caso 100 m).

La tabla 1 recoge la descripción de los parámetros utilizados.

La información acumulada en los últimos 20 años acerca de los requerimientos

ecológicos de la fauna forestal (principalmente en Norteamérica y norte de Europa)

ha consolidado la idea de que la biodiversidad está fuertemente ligada a la

heterogeneidad espacial y a la complejidad estructural, y que por ello es necesario

9

realizar una gestión activa encaminada al mantenimiento de ambas en los

ecosistemas forestales. En esta línea han proliferado en la última década trabajos

que pretenden describir de forma estandarizada para cada tipo de bosque las

características del bosque old-growth (Batista y Platt, 1997; Greenberg et al. 1997;

Kennedy y Nowacki 1997), con objeto de conocer su disponibilidad y frenar su

progresiva desaparición.

Existe cierta controversia a la hora de definir lo que se entiende por bosque

old-growth, debido principalmente a la necesidad de establecer unos criterios que

permitan comparar bosques de distintas regiones. La definición más simple se

refiere a ellos como bosques relativamente viejos y relativamente inalterados. Dicho

de otra forma, la alta complejidad estructural y las características funcionales

asociadas con el bosque old-growth se han desarrollado en largos períodos de

tiempo con las mínimas perturbaciones (tanto de origen natural como humano)

(Tyrrell et al. 1998).

En este caso se ha contado como referencia de la complejidad estructural

propia de un bosque natural, viejo y no explotado con los resultados de un trabajo

similar realizado en el hayedo de Bértiz (Navarra) (Villate y González-Esteban,

2002). En este hayedo (de aproximadamente 1800 ha) la explotación maderera cesó

en 1900 y durante todo el siglo XX no ha sufrido intervenciones de importancia

(Esparza 2000). Si comparamos los valores de complejidad estructural obtenidos en

Bértiz con los que ofrece la literatura científica para distintos tipos de bosque old-

growth (tablas 2, 3, y 4) observamos que, si bien existe una notable variación, los

bosques old-growth muestran al igual que Bértiz gran cantidad de madera muerta y

una alta densidad de árboles vivos de gran diámetro y de árboles vivos con altos

niveles de decaimiento.

Resultados

En primer lugar señalar que las cuatro masas estudiadas pueden considerarse como

monoespecíficas (tablas 5 y 6).

Los resultados obtenidos en el hayedo muestran notables diferencias entre

Añarbe y Oianleku en cuanto a las características de los árboles vivos (tabla 7).

Oianleku presenta un mayor número de árboles de gran tamaño y un mayor número

de árboles en avanzado estado de decaimiento. Este parámetro alcanza en Oianleku

valores similares a los obtenidos en Bértiz. En cuanto a la madera muerta y tomando

10

a Bértiz como referencia podemos señalar la escasez de logs y snags en los dos

hayedos muestreados. Únicamente destaca el mayor número de snags presentes en

Añarbe, pero dado el escaso tamaño de éstos su volumen conjunto ofrece valores

similares a los encontrados en Oianleku.

La comparación de los valores obtenidos en los robledales estudiados pone

de manifiesto que ambos muestran una estructura similar en la que destaca la mayor

densidad de árboles vivos, de árboles vivos en avanzado estado de decaimiento y el

mayor número de snags del robledal de Añarbe (tabla 8). De su comparación con

Bértiz cabe destacar que tanto Añarbe como Endara ofrecen una densidad de

árboles en avanzado estado de decaimiento notablemente superior y la densidad de

snags alcanza en Añarbe valores similares a los de Bértiz, sin embargo ambos

robledales no cuentan con snags de gran tamaño y el cómputo global de madera

muerta en pie ofrece valores bajos. En cuanto a los logs, los valores obtenidos son

bajos para todas las variables en ambos robledales.

Podemos concluir señalando que existe en el conjunto de las masas

estudiadas una notable carencia en cuanto a madera muerta se refiere. Muy

acusada en el caso de los logs, ya que tanto la oferta de volumen total como la de

volumen de logs de gran tamaño es muy baja. No ocurre lo mismo en el caso de los

snags, aunque la ausencia de snags de gran tamaño no permite que los volúmenes

totales alcancen valores propios de un bosque inalterado.

La madera muerta se incorpora al bosque debido a perturbaciones naturales

(vendavales, fuego, insectos), como resultado de la competencia entre árboles por el

espacio, o como resultado final del proceso de envejecimiento propio del ciclo vital

de la especie. En las masas sujetas a aprovechamiento maderero el conjunto de

tratamientos que se realizan sobre cada rodal va configurando su complejidad

estructural. En nuestro caso, si bien no se han realizado tratamientos selectivos

severos, como se deduce al observar la distribución de diámetros en el hayedo de

Añarbe o la relativamente alta densidad de árboles en avanzado estado de

decaimiento en el resto de las masas, la imagen que hoy ofrecen estos bosques

permite suponer que como norma general se han venido retirando todos los grandes

árboles derribados o desmochados. Éstas actuaciones, puntuales y esporádicas,

han ido privando al bosque a lo largo de los años de un recurso de indudable valor

para la dinámica del ecosistema forestal.

11

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13

Tabla 1. Descripción de las variables utilizadas en la caracterización de la

complejidad estructural del bosque.

Variable

(abreviatura)

Descripción

DA Diámetro medio de los árboles vivos medido a 1.4 m de altura (cm)

NA Número de árboles vivos por ha

NA30 Número de árboles vivos (por ha) con dbh > 30 cm


NA12 Número de árboles vivos (por ha) con un estado de decaimiento de clase 1 o 2


NS Número de snags por ha

NS30 Número de snags (por ha) con dbh > 30 cm


NS12 Número de snags (por ha) con un estado de pudrición de clase 1 o 2


VS Volumen total de los snags (m3 / ha)

VS12 Volumen de los snags con un estado de pudrición de clase 1 o 2 (m3 / ha)


VL Volumen total de los logs (m3 / ha)

VL30 Volumen de los logs con un diámetro mayor de 30 cm (m3 / ha)

VL12 Volumen de los logs con un estado de pudrición de clase 1 o 2 (m3 / ha)


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Tabla 2. Complejidad estructural de distintos tipos de bosques que se encuentran en

el último estadío de la sucesión (bosques old-growth). M (media), mn (mínimo), mx

(máximo).

Bértiz 1 2 3 4 M mn mx M mn mx M mn mx M mn mx M mn mx

NA 386.2 138 1156 396 344 435 308.0 100 506 322 168 455 277 79 442

NA60 34.2 0 117 46.0 40.0 70.0

NA34 37.3 0 102 107.0 0 152 12 4 20 153

NS 59.3 15 153 19 44 49.0 0 185 31 10 70

NS60 9.9 0 46

VS 41.5 4.5 166.8

VL 76.9 0 295.4 155 66 410

Bértiz 5 6 7 8 M mn mx M mn mx M mn mx M mn mx M mn mx

NA 386.2 138 1156 257 170 400 422 321 452 223 655 218 467

NA60 34.2 0 117 37 17 54 30 180

NA34 37.3 0 102

NS 59.3 15 153 47 13 73 170 63 130 19 47

NS60 9.9 0 46 40

VS 41.5 4.5 166.8 21.4

VL 76.9 0 295.4 177 198 336 60.4 24 211

[1]: Southern Mixed Hardwood forests (Batista y Platt, 1997), especies dominantes:

Fagus grandifolia, Magnolia grandifolia, Liquidambar styraciflua.

[2]: Seasonally Wet Oak-Hardwood Woodlands (Kennedy y Nowacki 1997), especies

dominantes: Quercus palustris, Q. phellos, Q. alba, Q. nigra, Q. laurifolia y Q.

nuttallii.

[3]: Western and Mixed Mesophytic Forests (Greenberg et al. 1997), especies

dominantes: Acer saccharum, Fagus grandifolia, Tsuga canadensis, Halesia

carolina, Liriodendron tulipifera, A. rubrum, Fraxinus americana, Q. alba, Q. rubra,

Betula alleghaniensis, Aesculus octandra y Tilia heterophylla.

15

[4]: Eastern Riverfront Forests (Meadows y Nowacki, 1996), especies dominantes:

Populus deltoides, Salix nigra, Platanus occidentalis, Carya illinoensis, Fraxinus

pennsylvanica, Celtis laevigata y Ulmus americana.

[5]: Sand Pine forests (Outcalt, 1997), especie dominante: Pinus clausa.

[6]: Dry and Dry-Mesic Oak-Pine Forests (White and Lloyd, 1998), especies

dominantes: Pinus echinata, Pinus rigida y Quercus alba.

[7]: Cypress-Tupelo communities (Devall, 1998), especies dominantes: Taxodium

distichum, T. ascendens, Nyssa aquatica, N. biflora.

[8]: Midwestern Old-growth Forests (Spetich et al. 1999), especies dominantes:

Quercus alba, Q. rubra, Q. velutina, Acer saccharum, Fagus grandifolia.

16

Tabla 3. Complejidad estructural de distintos tipos de bosque que se encuentran en

el último estadío de la sucesión (bosques old-growth). Se recoge para cada variable

el rango de variación (tomado de Tyrrell et al. 1998).

Bértiz 1 2 3 4 5 6 7

NA 138-1156 140-772 190-907 124-602 247-1263 210-1173 151-1479 385-1750

NA50 0-213 30-85 5-175 0-63 7-82 0-188 20-45

NA60 0-117

NA70 0-107 5-25 0-27 0-30 0-90 0-20

NS 15-153 0-173 0-60 0-88 25-225 15-238 10-240 44-592

VS 4.5-166.8 0-78.7 0-74.8 4.4-129.3 14.3-153.5 0-154.1

VL 0-295.4 12.3-121.3 121-213 20.8-68.4 34.5-200.9 88.4-124.7 3.8-183.0 691-951

VL30 0-197.4 19.9-70.0

[1]: Beech-Maple-Basswood Forests, especies dominantes: Fagus grandifolia, Acer

saccharum, Tilia americana.

[2]: Northern hardwood Forests, especies dominantes: Fagus grandifolia, Acer

saccharum, Betula allegheniensis.

[3]: Mesic and Wet-Mesic Northern Oak Forests, especies dominantes: Quercus

alba, Q. rubra, Q vetulina y Q. macrocarpa.

[4]: Hardwood Wetland Forests, especies dominantes: Acer rubrum, Fraxinus nigra,

F. pennsylvanica, Liquidambar styraciflua, Quercus palustris y Nyssa sylvatica.

[5]: Conifer Northern Hardwood Forests, especies dominantes: Tsuga canadensis,

Pinus strobus, Picea rubens.

[6]: Northern Pine Forests, especies dominantes: Pinus strobus, P. resinosa, P.

banksiana y P. rigida.

[7]: Montane and Allied Spruce-Fir Forests, especies dominantes: Picea rubens,

Abies fraseri y Abies balsamea.

17

Tabla 4. Volumen de madera muerta (m3/ha) en varios ecosistemas forestales (en

rodales en el último estadío de la sucesión, bosques "old-growth"). M (media), mn

(mínimo), mx (máximo) (tomado de Harmon et al. (1986) #; y de Siitonen (2001)*). [1]: Pinus sylvestris*; [2]: Pseudosuga -Tsuga# [3]: Sequoiadendron - Abies# [4]:

Picea - Abies# [5]: Picea - Abies* [6]: Fagus - Betula# [7]: Quercus prinus#

Bértiz 1 2 3 4 5 6 7

M mn mx

VS 41.5 4.5 166.8 7 - 70 65 - 635 51 130 1 - 60

VL 76.9 0 295.4 12 - 79 309 - 1421 722 151 - 416 13 - 117 82 132

Tabla 5. Frecuencia relativa de las especies arbóreas en el hayedo. Se han

considerado únicamente los árboles con un dbh mayor de 10 cm.

Bértiz Añarbe Oianleku

Haya 93.3% 95.2% 99.9%

Roble 3.9% 3.5% 0.1%

Castaño 2.4% 1.0%

Acebo < 0.1% 0.3%

Tabla 6. Frecuencia relativa de las especies arbóreas en el robledal. Se han

considerado únicamente los árboles con un dbh mayor de 10 cm.

Añarbe Endara

Roble 96.8% 98.7%

Haya 3.2%

Madroño 1.3%

Castaño < 0.1%

Acebo < 0.1%

18

Tabla 7. Estadísticos descriptivos de las variables que definen la complejidad

estructural de los hayedos estudiados. Añarbe (n=36), Oianleku (n=17). Se muestran

éstos junto a los obtenidos para las mismas variables en el hayedo de Bértiz

(ejemplo de lo que puede considerarse como un bosque natural). Los valores

medios señalados con letras distintas presentan diferencias significativas entre si.

Bértiz Añarbe Oianleku Media ET Mínimo Máximo Media ET Mínimo Máximo Media ET Mínimo Máximo

DA 36.5 1.3 18.5 63.6 38.3 1.6 31.0 49.9 59.8 3.4 45.7 79.8

NA 386.2 26.8 138 1156 283.9 25.3 147 471 121.7 13.6 84 178

NA30 192.0 10.2 36 351 180.3 13.3 121 269 115.3 14.4 84 178

NA60 34.2a 4.2 0 117 23.8 a 5.1 0 69 49.5 c 6.1 11 82

NA12 348.4 26.1 97 1059 274.5 24.9 141 432 93.2 15.6 55 163

NA34 37.3 a 4.2 0 102 9.4 b 3.3 0 39 28.2 a 3.9 4 68

NS 59.3 a 4.9 15 153 26.5 b 3.2 0 71 7.6 c 3.1 0 36

NS30 21.8 a 2.5 5 66 2.2 b 0.7 0 10 7.6 b 3.1 0 36

NS60 9.9 a 2.1 0 46 0 b - 0 0 2.5 b 0.9 0 10

NS12 44.3 a 3.96 5 127 23.6 b 3.1 0 66 4.7 c 1.7 0 20

NS34 14.9 a 2.3 0 66 2.9 b 0.8 0 15 3.0 b 1.4 0 15

VS 41.5 a 5.6 4.5 166.8 4.5 b 0.6 0 10.5 5.5 b 2.2 0 22.3

VS12 32.6 a 4.8 0.6 153.1 4.2 b 0.6 0 10.5 3.4 b 1.2 0 12.5

VS34 8.9 a 2.3 0 74.0 0.3 b 0.1 0 1.8 2.1 b 1.2 0 14.0

VL 76.9 a 9.9 0 295.4 9.7 b 0.6 1.0 35.0 6.4 b 1.4 0.9 28.4

VL30 28.8 a 6.2 0 197.4 4.9 b 0.8 0 27.3 2.0 b 0.3 0 11.9

VL12 59.9 a 8.6 0 260.2 5.1 b 0.9 0.8 20.3 6.4 b 1.4 0.9 28.4

VL34 17.0 a 3.8 0 140.2 4.5 b 1.2 0 21.4 0 b - 0 0

19

Tabla 8. Estadísticos descriptivos de las variables que definen la complejidad

estructural de los robledales estudiados. Añarbe (n=24), Endara (n=20). Se

muestran éstos junto a los obtenidos para las mismas variables en el hayedo de

Bértiz (ejemplo de lo que puede considerarse como un bosque natural). Los valores

medios señalados con letras distintas presentan diferencias significativas entre si.

Bértiz Añarbe Endara Media ET Mínimo Máximo Media ET Mínimo Máximo Media ET Mínimo Máximo

DA 36.5 1.3 18.5 63.6 29.2 1.9 23.6 37.5 29.3 2.3 26.5 33.9

NA 386.2 26.8 138 1156 535.7 22.1 253 905 369.7 43.7 292 517

NA30 192.0 10.2 36 351 198.1 16.2 0 377 157.0 20.4 125 195

NA60 34.2a 4.2 0 117 3.5 b 1.7 0 21 0 b - 0 0

NA12 348.4 26.1 97 1059 462.3 41.3 232 792 316.5 31.7 219 431

NA34 37.3 a 4.2 0 102 73.4 b 5.7 21 113 53.1 c 6.7 0 86

NS 59.3 a 4.9 15 153 42.6 b 3.7 0 97 26.3 c 3.1 5 39

NS30 21.8 a 2.5 5 66 0.9 b 0.4 0 5 0 b - 0 0

NS60 9.9 a 2.1 0 46 0 b - 0 0 0 b - 0 0

NS12 44.3 a 3.96 5 127 40.7 a 5.9 0 97 26.3 b 3.1 5 39

NS34 14.9 a 2.3 0 66 1.9 b 0.7 0 6 0 b - 0 0

VS 41.5 a 5.6 4.5 166.8 2.6 b 0.6 0 5.5 1.2 b 0.4 0.1 2.8

VS12 32.6 a 4.8 0.6 153.1 2.5 b 0.6 0 5.5 1.2 b 0.4 0.1 2.8

VS34 8.9 a 2.3 0 74.0 0.1 b 0.1 0 0.6 0 b - 0 0

VL 76.9 a 9.9 0 295.4 5.2 b 0.6 3.5 7.3 5.5 b 1.2 1.8 11.9

VL30 28.8 a 6.2 0 197.4 0 b - 0 0 4.0 b 0.9 0 11.9

VL12 59.9 a 8.6 0 260.2 4.6 b 0.4 3.2 6.2 5.3 b 1.3 1.1 10.8

VL34 17.0 a 3.8 0 140.2 0.6 b 0.5 0 3.4 0.2 b 0.1 0 0.6

20

AÑARBE

OIANLEKU

ENDARA

Figura 1. Distribución en el Parque Natural de Aiako Harria de las dos formaciones

principales de bosque autóctono: hayedo acidófilo (en naranja) y robledal acidófilo -

bosque mixto (en verde). El límite del parque aparece representado mediante un

trazo grueso.

21

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

31

32

33

34

35

36

Figura 2. Distribución de las parcelas seleccionadas para estudiar la complejidad

estructural en el hayedo de Añarbe. En el recuadro se muestra la localización de

este bosque en el extremo oriental de Gipuzkoa.

22

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11

12

13

14

15

16

17


estructural en el hayedo de Oianleku. En el recuadro se muestra la localización de


23

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24


estructural en el robledal de Añarbe. En el recuadro se muestra la localización de


24

1

2

3

4

5

6

7

8 9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20


estructural en el robledal de Endara. En el recuadro se muestra la localización de


25

Hayedo de Bértiz

26

Hayedos de Añarbe (arriba) y Oianleku (abajo)

27

Robledales de Endara (arriba) y Añarbe (abajo)

28

La madera muerta es un elemento estructural crítico para la fauna de vertebrados

del bosque. A: snag (clase de pudrición 1), B: snag (clase 3), C: log (clase 1); D: log

(clase 3), E: log (clase 4).

29

Las salamandras y la complejidad estructural del hayedo

Los anfibios desempeñan un importante papel en las redes tróficas de los bosques

templados, canalizando una parte significativa del flujo de energía que discurre a

través de la comunidad de vertebrados (Perry 1994). Además explotan recursos

alimenticios que por su tamaño o por su modo de vida resultan inaccesibles a aves y

mamíferos (Burton y Likens 1975).

En los hayedos acidófilos estudiados en el presente trabajo, a pesar de que la

humedad se mantiene alta a lo largo de todo el año, solo dos especies de anfibios, el

sapo común Bufo bufo y la salamandra Salamandra salamandra, pueden

considerarse como propias de su fauna. Y es únicamente esta última la que cuenta

con poblaciones numerosas y estables en este tipo de bosque.

Se ha detectado en las últimas décadas un declive global de las poblaciones

de anfibios (Alford y Richards 1999), asociado en la mayor parte de las ocasiones a

la alteración directa del hábitat que produce el aprovechamiento de los recursos

naturales (Griffiths 1995, Lizana y Barbadillo 1997). La información disponible acerca

del efecto de la silvicultura y de la gestión forestal sobre los anfibios pone de

manifiesto que los estadíos de bosque maduro y bosque viejo son capaces de

albergar comunidades de vertebrados más ricas y diversas, en las que los anfibios

están bien representados (Welsh y Lind 1988, Butts y McComb 2000). Se observa

también en estos trabajos que la reducción de la complejidad estructural producto

del aprovechamiento maderero incide negativamente sobre las poblaciones de

anfibios y concretamente sobre las de distintas especies de salamandras

(deMaynadier y Hunter 1995, Herbeck y Larsen 1999, Andrew y Pollock 1999,

Harpole y Haas 1999).

En el presente trabajo se estudia la relación entre distintos parámetros de las

poblaciones de salamandras y la complejidad estructural del hayedo.

Material y métodos. El estudio se desarrolló en los hayedos de Bértiz y Añarbe. En ellos se

seleccionaron 33 parcelas circulares (19 en Bértiz y 14 en Añarbe) de 25 m de radio

en las que se caracterizó la complejidad estructural y se estudiaron distintos

parámetros de la población de salamandras. La selección de las parcelas se realizó

30

priorizando el obtener un conjunto de muestras en el que estuviera representada la

heterogeneidad estructural propia del hayedo. Todas ellas se encuentran en laderas

orientadas al este o al sur y distantes más de un kilómetro de un curso de agua

permanente y más de 250 m de un curso de agua temporal.

En cada parcela se realizó un muestreo nocturno entre los meses de junio y

agosto de 2002. En dichos muestreos dos personas batieron las parcelas

capturando los animales que podían observarse a simple vista, bien en terreno

abierto o refugiados en determinados elementos estructurales (árboles vivos, snags,

logs). Dado que la actividad de las salamandras depende de la temperatura y de la

humedad ambiental (Salvador y García-Paris 2001) los muestreos se realizaron en

noches lluviosas y con una temperatura superior a los 15oC. Para evitar recapturas

en un mismo muestreo los animales fueron retirados de la parcela tras la toma de

datos y liberados en ella al finalizar el muestreo.

La caracterización de la complejidad estructural de cada parcela se realizó

conforme a los protocolos de trabajo descritos en el capítulo I. La tabla 1 recoge la

descripción de los parámetros utilizados.

Resultados Existe una marcada correlación positiva entre la abundancia de salamandras y la

mayor parte de las variables que definen la abundancia de madera muerta, así como

con la abundancia de grandes árboles y de árboles con valores de decaimiento altos

(tabla 2). Idéntico comportamiento se observa al contrastar el peso total de las

salamandras capturadas con las variables de caracterización (tabla 2). Ambos

parámetros, número de salamandras y peso total de salamandras presentan una

elevada correlación positiva entre sí (r Pearson = 0.89, p < 0.001, n = 33).

Únicamente se observa correlación negativa con la abundancia de árboles y con la

abundancia de árboles con valores bajos de decaimiento.

Los resultados obtenidos destacan la correlación positiva entre la abundancia de

salamandras y las características del hayedo maduro-viejo (tipo de bosque que

contaría con gran cantidad de madera muerta, con algunos árboles vivos de gran

diámetro y con árboles vivos en distintos estados de decaimiento). Varios estudios

han mostrado esta relación (Welsh y Lind 1988, Herbeck y Larsen 1999),

destacando la importancia de la complejidad estructural del bosque, que proporciona

31

un rango más estrecho y estable de humedad y temperatura, y apuntando

principalmente al volumen de madera muerta como factor determinante de la

abundancia de salamandras o de la riqueza en especies de este grupo de anfibios

(Petranka et al. 1994, Butts y McComb 2000, Villate y González-Esteban 2002). En

estos trabajos se destaca sobre todo la importancia de los logs, elementos que

pueden considerarse como un hábitat crítico para las salamandras terrestres ya que

su gran capacidad de retener agua las protege de la desecación, al tiempo que

facilita la termoregulación y sirve de sustrato de alimentación (Maser y Trappe 1984,

Aubry et al. 1988). En algunos trabajos se destaca la preferencia de las salamandras

por las parcelas que cuentan con logs de mayor tamaño y por aquellas en los que

existen logs que presentan un estado de pudrición más avanzado (Maser y Trappe

1984, Harmon et al. 1986, Corn y Bury 1991), ya que éstos proporcionan más

cobertura, una oportunidad más larga para ser usados, mejores lugares de refugio y

mayor abundancia de presas.

En el presente trabajo el tamaño o el estado de pudrición de la madera

muerta no determina la abundancia de salamandras y el volumen de snags

desempeña un papel tan importante como el volumen de logs. Salamandra

salamandra se comporta como un consumidor generalista de invertebrados del suelo

(principalmente coleópteros, miriápodos, dermápteros, opiliones, oligoquetos (Bas

1983, Salvador y García-Paris 2001)) para los que la madera muerta resulta un

recurso muy atractivo y probablemente crítico (sobre todo en el hayedo acidófilo en

donde el estrato vegetal inferior está pobremente representado y la capa de

hojarasca, donde existe, es de escaso espesor). Probablemente las salamandras

satisfagan sus necesidades de alimento sin depender de la fauna de invertebrados

característica de un determinado estado de pudrición de la madera muerta. Por otra

parte, a simple vista, tanto logs como snags, proporcionan gran cantidad de huecos

donde refugiarse independientemente de su estado de pudrición. Cabe pensar

además que los elementos estructurales en avanzado estado de pudrición han de

resultar, por frágiles, menos seguros como refugio frente a los depredadores.

Las salamandras son un importante componente ecológico de las

comunidades del suelo del bosque. Actuan como depredadores sobre una amplia

variedad de invertebrados realizando una eficiente conversión de nutrientes y

biomasa de baja calidad. La concentración media de proteinas en las salamandras

terrestres es del 50% (Burton y Likens 1975), lo que las convierte en una fuente de

32

energía de alta calidad para sus depredadores. Por otra parte, las salamandras son

los vertebrados más numerosos en el hayedo y a pesar de su lento crecimiento y

baja tasa metabólica (Bas 1983) su producción anual de biomasa debe ser superior

a la de aves y micromamíferos, tal como se ha comprobado en especies similares

(Burton y Likens 1975).

La dependencia que muestran las salamandras terrestres de las condiciones

microclimáticas del ecosistema forestal las hacen sensibles a las alteraciones. Esta

circunstancia, junto con su gran abundancia en bosques con altos niveles de

complejidad estructural y la facilidad del censado de sus poblaciones, permiten

señalar a esta especie como un buen indicador de los efectos de la gestión forestal

sobre el hayedo y de los procesos y tiempos de recuperación asociados con los

aprovechamientos de este tipo de bosque.

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34


complejidad estructural del hayedo.

Variable

(abreviatura)

Descripción






(la descripción del criterio utilizado para valorar el estado de decaimiento de los

árboles vivos aparece recogida en el capítulo I)


DS Diámetro medio de los snags medido a 1.4 m de altura (cm)





(la descripción del criterio utilizado para valorar el estado de pudrición de los

snags aparece recogida en el capítulo I)








(la descripción del criterio utilizado para valorar el estado de pudrición de los logs

aparece recogida en el capítulo I)


35

Tabla 2. Coeficientes de correlación (r de Pearson) entre el número de salamadras

por parcela, la biomasa de salamandras y cada una de las variables estudiadas.

Nivel de significación, (**): p < 0.01, (*): p < 0.05.

Número de

salamandras

Biomasa de

salamandras

n

DA 0.72** 0.60** 33

AB 0.41** 0.55* 33

NA -0.79** -0.63** 33

NA30 0.17 0.22 33

NA60 0.82** 0.79** 33

NA12 -0.61** -0.69** 33

NA34 0.52** 0.36* 33

DS 0.70** 0.62** 33

NS 0.71** 0.63** 33

NS30 0.80** 0.69** 33

NS60 0.71** 0.62** 33

NS12 0.72** 0.50** 33

NS34 0.12 0.30 33

VS 0.62** 0.67** 33

VS12 0.80** 0.75** 33

VS34 0.29 0.22 33

VL 0.80** 0.77** 33

VL30 0.47* 0.39* 33

VL12 0.80** 0.77** 33

VL34 0.55** 0.59** 33

36

Los paseriformes y la complejidad estructural del hayedo

El papel de la comunidad de aves forestales como indicador de las condiciones del

bosque ha sido objeto de controversia (Morrison et al. 1992). No obstante, las

especies especialistas muestran una mayor sensibilidad a los cambios en el

ecosistema y pueden ser utilizadas como indicadoras y en líneas generales

parámetros como la abundancia, la riqueza y la diversidad de algunos grupos de

especies de aves se ven significativamente afectados por las alteraciones que sufre

el bosque (Szaro y Balda 1982). Estos cambios generalmente reducen la

complejidad estructural del ecosistema y sus efectos sobre las aves que nidifican en

él se encuentran bien documentados (Perry 1994, Hall et al. 1997, Bunnell et al.

1997), sobre todo porque las aves son fácilmente identificables y cuentan con

poblaciones con un número de efectivos suficiente como para realizar análisis

estadísticos y construir modelos predictivos.

En el presente trabajo se estudia la relación entre distintos parámetros que

definen la riqueza y diversidad de la comunidad de paseriformes y la complejidad

estructural del hayedo.

Material y métodos El estudio se desarrolló en los hayedos de Bértiz, Añarbe y Oianleku. En ellos se

seleccionaron 72 parcelas circulares de 50 m de radio en las que se caracterizó la

complejidad estructural y se cuantificó la comunidad de paseriformes nidificantes

(excepto córvidos) mediante estaciones de censo. La selección de las parcelas se

realizó priorizando el obtener un conjunto de muestras en el que estuviera

representada la heterogeneidad estructural propia del hayedo. Las unidades de

muestreo están separadas entre sí un mínimo de 200 m y al menos 150 m del borde

del bosque.

El muestreo se llevó a cabo entre el 1 de junio y el 10 de julio de 2001 en

Bértiz, y en las mismas fechas del año 2002 en los bosques guipuzcoanos. Todos

los censos se han realizado entre las 7:00 y las 11:00 de la mañana, en días sin

lluvia, viento o niebla. Cada unidad de muestreo ha sido censada 2 veces con un

intervalo mínimo de 10 días y siempre a distinta hora.

37

Para aumentar la probabilidad de detección cada unidad de muestreo ha sido

censada por dos observadores. Se han anotado todas las aves vistas u oídas dentro

de la unidad de muestreo. El protocolo seguido ha sido adaptado de Gunn et al.

(2000). Una vez alcanzada la posición central de la parcela se dejó transcurrir un

período de cinco minutos antes de comenzar el censo. No se tuvieron en cuenta las

aves observadas durante estos primeros cinco minutos. El censado comenzaba con

cinco minutos de silencio, tras los cuales se procedía a emitir durante otros cinco

minutos un reclamo grabado, acabando el censo con otros cinco minutos de silencio.

El reclamo utilizado ha sido las mobbing calls (llamadas de hostigamiento colectivo)

del carbonero común. Se ha empleado un reproductor de casetes provisto de 2

amplificadores de 2 W cada uno. Este método proporciona un mayor rendimiento de

observaciones en medios en los que la detectabilidad de las aves es baja (Hurd,

1996; Cassady et al., 1998; Gunn et al., 2000), como es el caso del hayedo, en

donde el dosel supera en ocasiones los 30 m de altura. En todos los casos el

número de especies observadas en los períodos de emisión del reclamo ha sido

superior al observado en el período inicial de silencio. En ensayos previos se

comprobó que todas las especies propias del hayedo responden a las mobbing calls

del carbonero común aproximándose a la fuente del sonido y emitiendo llamadas

similares. Gunn et al. (2000) estiman que este método atrae a las aves en un radio

de aproximadamente 100 m.

La abundancia y riqueza de paseriformes nidificantes se ha estimado a partir

del número de especies (NSP), el número total de parejas (NPAR) y la diversidad

(índice de Shannon-Weaver) (DVD).

La caracterización de la complejidad estructural de cada parcela se realizó

conforme a los protocolos de trabajo descritos en el capítulo I. La tabla 1 recoge la

descripción de los parámetros utilizados.

Resultados Mediante las estaciones de censo se han obtenido observaciones de 15 especies

(tabla 2). En primer lugar cabe señalar que los tres parámetros estudiados ofrecen

valores significativamente más altos en el hayedo de mayor complejidad estructural

(figura 1). Por otra parte, el número de especies y de parejas tienen un

comportamiento similar en cuanto a su correlación con las variables que caracterizan

la complejidad estructural del hayedo (tabla 3). Estas correlaciones indican que la

38

comunidad de paseriformes es más rica en el hayedo que presenta mayor cantidad

de madera muerta (tanto en forma de snags, como en forma de logs) (tabla 3).

Para estudiar la relación entre las distintas especies y la complejidad

estructural del hayedo se ha realizado un análisis de correspondencias a partir de la

matriz de frecuencias de las especies de aves en cada uno de los hayedos. En este

análisis no han intervenido las especies que han proporcionado un escaso número

de observaciones (chochín, mito, zorzal charlo, mirlo común, colirrojo real). La

distribución de especies y bosques sobre el plano definido por los dos factores

extraidos (figura 2) permiten destacar la asociación de un grupo de especies con

Bértiz, el hayedo estructuralmente más complejo. Estas son el carbonero palustre, el

trepador, el petirrojo, el agateador común y el herrerillo capuchino.

Los resultados obtenidos muestran como al aumentar la complejidad estructural del

hayedo (sobre todo de madera muerta, tanto logs como snags) aumenta la

abundancia y la riqueza de la comunidad de paseriformes nidificantes. Numerosos

estudios han puesto de manifiesto dicha relación (por ejemplo, Balda 1975, Wetmore

et al. 1985), estando orientados la mayor parte de estos trabajos a estudiar la

comunidad de paseriformes en distintos estadíos seriales o en distintas etapas de

las diferentes modalidades del aprovechamiento maderero. En ellos al igual que en

el presente trabajo se destaca que si bien existe una tendencia general a que los

estadíos seriales más avanzados cuenten con una mayor abundancia, riqueza y

diversidad de aves, existen diferencias entre las distintas especies en cuanto a

selección de hábitat. Por ello a la hora de utilizar la abundancia o la diversidad de los

paseriformes forestales como un indicador de las condiciones del bosque es

necesario identificar las especies sensibles a las modificaciones del ecosistema

propias de la sucesión vegetal o de la gestión forestal.

En los hayedos estudiados, cinco especies aparecen ligadas a la masa

estructuralmente más compleja y cada una de estas especies explota dentro del

hayedo recursos tróficos netamente distintos (Snow y Perrins 1998) por lo que cabe

pensar que la abundancia de éstas en su conjunto puede ser un buen indicador de

las condiciones naturales del hayedo.

39

Bibliografía Balda, R.P., 1975. Vegetation structure and breeding bird diversity. En: Management

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40


complejidad estructural del hayedo.

Variable

(abreviatura)

Descripción






(la descripción del criterio utilizado para valorar el estado de decaimiento de los

árboles vivos aparece recogida en el capítulo I)


DS Diámetro medio de los snags medido a 1.4 m de altura (cm)





(la descripción del criterio utilizado para valorar el estado de pudrición de los

snags aparece recogida en el capítulo I)








(la descripción del criterio utilizado para valorar el estado de pudrición de los logs

aparece recogida en el capítulo I)


41

Tabla 2. Especies observadas y su frecuencia en los hayedos estudiados (número

de parcelas en que aparecen).

Bértiz n = 34

Añarbe n = 20

Oianleku n = 18

Chochín Troglodytes troglodytes 6 1 1

Petirrojo Erithacus rubecula 25 11 7

Colirrojo real Phoenicurus phoenicurus 0 1 0

Mirlo común Turdus merula 8 6 3

Zorzal charlo Turdus viscivorus 1 0 1

Mosquitero común Phylloscopus collybita / brehmii 0 5 0

Mito Aegithalos caudatus 1 0 0

Carbonero palustre Parus palustris 17 8 6

Herrerillo capuchino Parus cristatus 23 13 7

Carbonero garrapinos Parus ater 23 13 1

Herrerillo Común Parus caeruleus 14 14 3

Carbonero común Parus major 11 9 8

Trepador azul Sitta europaea 28 17 8

Agateador común Certhia brachydactyla 10 3 2

Pinzón vulgar Fringilla coelebs 33 12 13

42

Tabla 3. Coeficientes de correlación (r de Pearson) entre el número de especies, el

número de parejas, la diversidad y cada una de las variables estudiadas. Nivel de

significación, (**): p < 0.01, (*): p < 0.05.

Número de

especies

Número de

parejas

Diversidad n

DA -0.31* -0.34* -0.10 72

NA 0.17 0.21 0.10 72

NA30 0.26* 0.30* 0.21 72

NA60 -0.05 -0.05 0.17 72

NA12 0.16 0.19 0.09 72

NA34 0.15 0.21 0.08 72

NS 0.25* 0.29* 0.15 72

NS30 0.26* 0.36** 0.19 72

NS60 0.25* 0.31* 0.16 72

NS12 0.24 0.27* 0.15 72

NS34 0.17 0.22 0.11 72

VS 0.26* 0.37** 0.18 72

VS12 0.05 0.12 0.02 72

VS34 0.15 0.21 0.11 72

VL 0.30* 0.40** 0.21 72

VL30 0.19 0.27* 0.14 72

VL12 0.22 0.30* 0.16 72

VL34 0.41* 0.50** 0.25* 72

43

NSP NPAR DVD0

1

2

3

4

5

6

7

BértizAñarbeOianleku

a

a

a

b

bb

b

bb

Figura 1. Valores medios de los parámetros que definen la riqueza y diversidad de la

comunidad de paseriformes nidificantes en los hayedos estudiados. NSP, número de

especies; NPAR, número de parejas; DVD, índice de diversidad. Se señalan con

letras diferentes los valores que presentan diferencias significativas entre si.

44

-1 -0.8 -0.6 -0.4 -0.2 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1-1

-0.5

0

0.5

1

AG

PV

CCHC

CG

MI

HCA

CPTR

PE

Añarbe

Bértiz

Oianleku

Figura 2. Distribución de las especies de aves y de los hayedos estudiados sobre el

plano definido por los factores extraidos en el análisis de correspondencias.

45

Vertebrados especialistas y la complejidad estructural del bosque Se ha realizado una tercera aproximación al estudio de la relación entre la diversidad

animal y la diversidad estructural del bosque. Ésta ha consistido en comprobar si las

masas estudiadas cuentan con la presencia de tres especies de vertebrados

consideradas como "especialistas de hábitat": el pito negro, el lirón gris y la marta.

En el norte peninsular todas ellas aparecen vinculadas al bosque de frondosas bien

conservado (Álvarez et al. 1985).

Cada una de ellas ha precisado de una metodología de detección, que se

detalla a continuación.

Pito negro Únicamente los hayedos de Añarbe y Oianleku cuentan con algunas características

propias del hábitat de la especie. No obstante se han prospectado también los

robledales de Añarbe y Endara.

Como técnica de detección se ha utilizado la emisión de reclamos grabados

del ave. Las distintas especies de pícidos muestran comportamientos diferentes ante

esta técnica, pero diferentes autores coinciden en su idoneidad para realizar

estudios de distribución a escala regional (Purroy et al. 1984, Aulen 1988, Fernández

et al. 1994, Hartwig 1999). En cada una de las masas prospectadas se realizaron

una serie de puntos de reclamo y escucha distribuidos de modo que cubriesen el

bosque prospectado (figuras 1 y 2). Siguiendo el protocolo de trabajo descrito por

Aubry y Raley (1994) para la detección de Dryocopus pileatus se mantuvo una

distancia mínima entre estaciones de 300 m. En cada estación de escucha se

alternaban 20 s de llamada con 30 s de silencio hasta completar un total de cinco

minutos. Las escuchas se realizaron entre el amanecer y el mediodía, en dos

épocas del año: junio de 2002 y finales de febrero de 2003. En febrero de 2003,

previamente a la secuencia de llamadas de pito negro, se emitió la grabación del

tamborileo del pico dorsiblanco, en una secuencia de 30 s de tamborileo y 30 s de

silencio hasta completar 3 minutos de emisión. Se ha comprobado que todas las

especies de pícidos responden positivamente a este sonido durante todas las

épocas del año (Lõhmus et al. 2000).

46

Las prospecciones realizadas no han permitido detectar la presencia del pito

negro en los bosques estudiados. En todos ellos se han obtenido observaciones de

Pico picapinos y de Pito real.

En los trabajos de caracterización de la complejidad estructural se ha

observado, en todas las masas estudiadas, marcas propias de la actividad de los

pícidos sobre la madera muerta, sobre todo sobre los snags. Sin embargo, las

dimensiones de dichas marcas permiten atribuirlas en todos los casos a pícidos de

pequeño tamaño.

Lirón gris Se han prospectado los cuatro bosques estudiados. En cada uno de ellos se

seleccionaron cinco parcelas de 25 m de radio (figuras 1 y 2). Dentro de cada

parcela se eligieron 10 árboles con un dbh superior a 10 cm y sobre cada uno de

ellos a una altura superior a 2 m se colocó un tubo de PVC de 10 cm de longitud y 3

cm de anchura con cinta adhesiva de doble cara adherida a la parte superior interna

del tubo. En la cinta adhesiva quedan adheridos mechones de pelo de los

micromamíferos que los visitan. Los pelos han sido identificados siguiendo el

protocolo descrito por Teerink (1991). Los tubos permanecieron en los árboles

durante los meses de agosto y septiembre de 2002, realizándose una visita cada 15

días.

Los muestreos permitieron detectar la presencia del lirón gris en las cuatro

masas muestreadas.

Marta Se han prospectado los cuatro bosques estudiados (figuras 1 y 2). Como método de

detección se ha utilizado el trampeo fotográfico. Previamente se había comprobado

la idoneidad de esta metodología para detectar esta y otras especies de pequeños

mustélidos (González-Esteban et al 2001). Básicamente consiste en la activación de

una cámara fotográfica al acudir el animal a un cebo. Existen distintos sistemas de

trampeo fotográfico. En el presente estudio se ha utilizado el Line-Triggered Camera

System desarrollado por Kucera et al. (1995). Desde su desarrollo a principios de los

años 80 esta técnica ha sido una importante herramienta para localizar especies

escasas y elusivas y ha permitido seguir la evolución de sus poblaciones en una

gran variedad de medios. El trampeo fotográfico proporciona un mayor rendimiento

47

(nº observaciones positivas/esfuerzo) que el muestreo tradicional mediante jaulas-

trampa, ya que estas últimas probablemente causen mayor recelo en los animales.

Permite además obtener, en un breve espacio de tiempo, actualizaciones completas

de la distribución de una especie en un área dada.

Los detalles de los muestreos realizados aparecen reflejados en la tabla 1. No

se han obtenido observaciones de marta en el área estudiada.

La ausencia del pito negro y la marta pone en evidencia el grado de alteración que

presentan los bosques prospectados. A la baja complejidad estructural se unen la

reducida extensión que ocupan estos bosques y la elevada presión humana que

soportan (en su entorno próximo se asientan una serie de núcleos úrbanos en los

que habitan en conjunto 300.000 personas).

En cuanto al pito negro, esta especie precisa de territorios amplios (200-300

ha por pareja), que han de ser mayores en las áreas con baja calidad de hábitat

(como es nuestro caso). Es además una especie que evita los lugares frecuentados

por el hombre (Roselaar 1985). Cabe pensar que el bosque de Añarbe cuenta

actualmente con aptitudes, si no para albergar a una pareja nidificante, sí al menos

para acoger durante el otoño alguno de los dispersores de la población navarra. Esta

circunstancia no parace haberse producido en los últimos años, como se desprende

del hecho de que no se han observado marcas atribuibles a la especie en los logs y

snags (n = 475) que han sido registrados en este bosque a lo largo del estudio.

Estas marcas, fácilmente diferenciables de las de otros pícidos, persisten durante

años, como hemos podido comprobar en diferentes hayedos navarros. Entre las

aptitudes favorables con que cuenta el bosque de Añarbe para el pito negro

podemos destacar el que este bosque cuente con una extensión relativamente

amplia (entorno a las 700 ha), el hecho de que algunos rodales cuenten con árboles

de gran diámetro y un volumen de madera muerta en el conjunto del bosque que

podríamos calificar de intermedio (aunque solo está representado por logs y snags

de pequeño diámetro y esta circunstancia condiciona la persistencia en el tiempo de

la madera muerta, breve en este caso, y la capacidad de albergar las larvas de

coleópteros de las que este pícido se alimenta). Por otra parte, además de la

probable escasez de alimento, el principal problema para la especie podría ser la

falta de áreas no frecuentadas por los senderistas y sobre todo la presencia, escasa

48

pero regular, de motocicletas durante los fines de semana en cualquier rincón del

bosque.

En el caso de la marta, ésta está presente en la CAPV a lo largo de la

divisoria de aguas (Álvarez et al. 1985) y su distribución continúa hacia el este

ocupando el prepirineo navarro (López-Martín 2002), por lo que debemos incluir a

los bosques estudiados dentro del área de distribución potencial de la especie y

achacar su ausencia a las condiciones actuales de éstos. La distribución local de los

mustélidos está vinculada a la dinámica poblacional de sus presas. En el caso de la

marta esta circunstancia cobra especial relevancia ya que las poblaciones de

roedores (uno de los grupos principales de su dieta) sufren en el bosque cantábrico

(sobre todo en el hayedo) unas fuertes oscilaciones poblacionales, que sin duda han

de condicionar en gran medida la presencia estable del carnívoro. Si a este

condicionante natural se le unen una baja complejidad estructural y significativo nivel

de molestias, cabe esperar que los bosques estudiados no sean habitualmente

frecuentados por la marta.

El caso del lirón gris es notablemente diferente. Las características de su ciclo

vital y su elevada tasa reproductora le facultan para mantener una distribución

amplia, aunque seguramente con una muy baja densidad poblacional. La estrecha

vinculación de su dinámica poblacional con la producción de fruto en el bosque

(principalmente hayuco) hace que se alternen años en los que la probabilidad de

detección es muy baja, con años en los que es más abundante y en los que

probablemente es capaz de recolonizar las áreas que quedaron sin lirones en los

períodos de escasez de alimento. Esta estrategia y su dependencia del bosque

caducifolio le confieren una cierta fragilidad, a pesar de que mantenga aún un área

de distribución amplia, y por ello justifican su catalogación como especie vulnerable

(Catálogo Vasco de Especies Amenazadas de la Fauna y Flora, Silvestre y Marina;

Decreto 167/1996, de 9 de julio). En el otoño de 2001 la cosecha de hayuco se

puede calificar como abundante, por lo que cabe pensar que se produjo una elevada

tasa de reclutamiento en las poblaciones de lirones y esto hizo posible detectarlos

con relativa facilidad en los cuatro bosques estudiados.

En función de lo señalado, cabe apuntar que esta especie, pese a ser un

especialista de hábitat y probablemente estar sus poblaciones amenazadas, no es

buen indicador del estado de conservación del bosque.

49

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50

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51

Tabla 1. Resultados obtenidos en los trampeos fotográficos realizados en los

bosques estudiados. NCA, número de cámaras activas.

Período Añarbe Oianleku Endara NCA NCA NCA

17-oct / 5-nov(2002) 12 garduña 5 6

5-nov / 25-nov(2002) 12 gineta

garduña

5 garduña 6 gineta

25-nov / 23-dic(2002) 12 gineta

garduña

jabalí

5 6

23-dic(2002) / 30-ene(2003) 10 gineta

garduña

5 6 gineta

garduña

52

Figura 1. Estaciones de muestreo realizadas para detectar la presencia de lirón gris

(círculo verde), pito negro (círculo vacio) y marta (círculo amarillo) en los hayedos de

Añarbe (arriba) y Oianleku (abajo).

53

Figura 2. Estaciones de muestreo realizadas para detectar la presencia de lirón gris

(círculo naranja), pito negro (círculo vacio) y marta (círculo amarillo) en los

robledales de Añarbe (arriba) y Endara (abajo).

54

Algunas de las fotografías tomadas en los bosques estudiados.

55

El impacto de las infraestructuras viarias sobre el ecosistema forestal

El Parque cuenta con una profusa red de infraestructuras viarias. El modelo de

poblamiento disperso propio de la campiña cantábrica y el aprovechamiento de los

distintos recursos (principalmente el maderero) han ido creando multitud de vías de

distinta índole y magnitud, que dejan tan solo una pequeña extensión de los

ecosistemas representados en el Parque a salvo de sus negativos efectos (figura 1).

El impacto que las infraestructuras viarias ejercen sobre la integridad

ecológica del ecosistema forestal ha sido estudiado desde distintas perspectivas

(Gucinski et al. 2001). No todas las infraestructuras son iguales y la afección que

ocasionan va a depender en gran medida del tipo de vía de que se trate y del área

que atraviese. Desde un punto de vista general las infraestructuras viarias en el

ecosistema forestal afectan principalmente a la morfología del terreno y a los

procesos hidrológicos. La magnitud de estos efectos va a depender de la

climatología de la zona (siendo mayor en climas húmedos con abundantes

precipitaciones, como es nuestro caso), la geología y la edad de la vía y su proceso

de construcción.

En el primer caso los efectos varían desde contribuciones crónicas y a largo

plazo de sedimento fino a los arroyos y ríos hasta despredimientos en masa durante

fuertes tormentas. La construcción de vías forestales puede, además, alterar

directamente la morfología de los canales de drenaje, o bien hacerlo indirectamente

al modificar el flujo del agua de escorrentía extendiéndolo a zonas de la ladera en

que no existen canales de drenaje previos, modificando de este modo el proceso de

erosión de la zona afectada.

Los desprendimientos en masa incluyen desplazamientos de la capa

superficial de suelo, hundimientos profundos y flujo rápido y canalizado de tierra y

material leñoso mezclado con agua. Las figuras 2 y 3 ofrecen buenos ejemplos de

este fenómeno en el bosque de Añarbe.

El deslizamiento de la capa superficial de suelo y el flujo de tierra y material

leñoso han sido los más extensamente estudiados. La tasa de erosión por

deslizamiento de la capa superficial de suelo que se ha asociado con las

infraestructuras viarias forestales es entre 30 y 300 veces superior a la tasa de

56

erosión que se asocia a los procesos que tienen lugar de forma natural en un

bosque sin infraestructuras viarias y no sometido a explotación forestal (Megahan et

al. 1978, Reid 1981).

Algunos estudios apuntan también que las infraestructuras viarias modifican el

drenaje superficial y subsuperficial de la misma vía y de su entorno y dirigen el agua

de escorrentía hacia zonas menos estables incrementando de este modo el proceso

erosivo (Hammond et al. 1988, Larsen y Parks 1997). En nuestro caso, las figuras 4

y 5 muestran un buen ejemplo de este fenómeno en el bosque de Añarbe. Swanson

y Dyrness (1975) encuentran que en este caso las infraestructuras viarias tienen una

tasa de erosión por unidad de área similar a la producida por una tala a matarrasa.

Otros estudios apuntan tasas de erosión aún mayores, hasta 30 veces superior a la

producida por una tala a matarrasa (Swanson et al. 1981) o hasta 100 veces

superior a la que se produce de forma natural en un bosque no sometido a

explotación forestal (Amaranthus et al. 1985). La incorporación de sedimento a los

cursos de agua y arroyos provocado por las infraestructuras viarias está bien

documentado en la literatura ciéntifica (Bilby et al. 1989, Donald et al. 1996,

Kochenderfer et al. 1997). Las tasas de incorporación de sedimento son más altas

en los primeros años (Megahan y Kidd 1972), especialmente durante el proceso de

construcción y en el periódo que transcurre desde que se construye la vía hasta que

los suelos expuestos son protegidos por revegetación, recubiertos o se controla la

erosión de los materiales (Thompson et al. 1996).

Pero no es la erosión el único problema asociado a este fenómeno. La

canalización y el desvío del agua de escorrentía unas decenas de metros alterará

las condiciones microclimáticas de unas decenas de hectáreas pendiente abajo,

afectando notablemente a las poblaciones de invertebrados y pequeños vertebrados

del suelo del bosque en ese área. Las comunidades animales del hayedo acidófilo

son especialmente sensibles a estas modificaciones del drenaje superficial, ya que

en el suelo de estos bosques escasean los elementos que pueden actuar como

reservorio de humedad (hojarasca, vegetación herbácea, madera muerta).

La construcción de infraestructuras viarias modifica directamente la

morfología de los canales de ríos y arroyos. La magnitud de esta modificación va a

depender principalmente de la orientación de la vía respecto al canal (paralela o

transversal al canal), pero estas modificaciones, aunque potecialmente significativas,

son complejas y han sido pobremente estudiadas. Los efectos indirectos han sido

57

mejor estudiados e incluyen la incorporación de sedimentos y la alteración del flujo

del agua, que en conjunto pueden alterar la anchura y la profundidad del canal así

como las características de éste que son necesarias para los organismos acuáticos

(radieres, pozos, etc) (Harr y Nichols 1993).

Otros estudios apuntan que las infraestructuras viarias en los bosques tienen

tambien efectos significativos sobre la productividad del lugar, sobre la pérdida de

hábitat adecuado para las poblaciones naturales de animales y plantas, sobre la

invasión de especies foráneas que entran en competencia con las especies propias

del lugar y sobre la biodiversidad.

Los efectos sobre la productividad se deben principalmente a la eliminación y

al desplazamiento de suelo durante el proceso de construcción de la vía, y en

segundo lugar a los cambios en las propiedades físicas del suelo (profundidad,

densidad, capacidad de infiltración de agua, capacidad de almacenamiento de agua,

tasa de intercambio de gases, concentración de nutrientes y microclima) que se

producen una vez construída ésta. La extracción de paisaje productivo por

eliminación de árboles y desplazamiento de suelo durante la construcción y el

mantenimiento de la vía ha sido estimado que varía entre el 1 y el 30 % en los

bosques sometidos a explotación forestal (Megahan 1988a). En cambio, se ha

estimado que utilizando otros métodos de extracción que no impliquen la

construcción de una vía de saca de madera el porcentaje de pérdida de paisaje

productivo se reduce ampliamente. Se ha estimado que la extracción mediante cable

produce una pérdida media de entre el 2 y el 10% de lo que se perdería

construyendo una vía de saca (Megahan 1988b). Aunque las vías de extracción de

madera sean revegetadas a los pocos años de su formación, las alteraciones físicas

producidas en el suelo provocan una reducción en las tasas de crecimiento y como

consecuencia en la productividad. Es fácilmente apreciable el menor crecimiento que

experimentan los árboles (en cuanto a altura y diámetro) donde el suelo ha sido

excavado para construir la vía (Smith y Wass 1985). La evidencia de los efectos de

la vía sobre la productividad en el entorno adyacente está asociado con la erosión

en masa, a menudo acelerada pendiente abajo de la vía (Megahan 1988a).

Megahan (1988b) estima esta reducción de la productividad en un 0.3 % y sus

efectos pueden extenderse desde décadas (Ice 1985) hasta más de 85 años

despues de haberse construído la vía (Smith et al. 1986).

58

La pérdida de hábitat adecuado para las poblaciones naturales de animales y

plantas que se puede atribuir directa o indirectamente a la construcción de

infraestructuras viarias ha sido ampliamente estudiada.

Las infraestructuras viarias actuan como corredores que pueden conectar

diferentes tipos de ecosistemas. Al aportar unas condiciones homogéneas a todo lo

largo del corredor dan la oportunidad a algunos organismos para moverse a lo largo

de éste, incrementando así la conectividad entre ecosistemas (Merriam 1984). Pero

en muchos casos, estas vías suponen una fuerte barrera bloqueando los

desplazamientos de los animales y aislando zonas de un mismo ecosistema que de

este modo queda fragmentado. En general la pérdida de hábitat causado por la

construcción de una nueva infraestructura viaria no se limita únicamente al área

ocupada por la propia vía sino que su influencia ecológica es muy superior a su

propia anchura (Reck y Kaule 1993, Auerbach et al. 1997, Forman et al. 1997,

Larsen y Parks 1997).

Las infraestructuras viarias fragmentan el hábitat al cambiar la estructura del

paisaje y al afectar directa e indirectamente a las especies propias del lugar.

Separan manchas de vegetación, incrementando el área con efecto borde al tiempo

que disminuye el área interior del bosque. Esto produce a nivel de paisaje un

incremento de la uniformidad de las características de la mancha, tales como forma

y tamaño (Reed et al. 1996). Siempre que se construyen vías forestales, las

modificaciones que se producen en el hábitat y en el comportamiento de los

animales producirá como consecuencia cambios en las poblaciones salvajes (Lyon

1983). Algunas especies responden ante la existencia de infraestructuras viarias

evitando las zonas cercanas (comportamiento propio de los grandes mamíferos)

mientras que otras se ven atraídas por ellas. De este modo las poblaciones animales

pueden ser fragmentadas en subpoblaciones más pequeñas lo cual produce un

incremento en las fluctuaciones demográficas, homocigosis, pérdida de la

variabilidad genética y extinción local.

La construcción de infraestructuras viarias introduce nuevos hábitats con

efecto borde en el interior del bosque (Mader 1984, Reed et al. 1996). La continuidad

del sistema de vías forestales crea un corredor por el cual las especies de aves y

otros animales que viven en el borde del bosque pueden penetrar fácilmente hacia

su interior, incluyendo aquellas especies que las utilizan como corredores para

encontrar alimento, aumentando de este modo la tasa de depredación del lugar

59

(Paton 1994). En muchos casos, esto provoca un aumento de la diversidad de

especies, si bien este aumento se debe a la incorporación de especies propias de

hábitats más abiertos y no del interior del bosque, y que pueden afectar

negativamente a la abundancia de éstas últimas e incluso provocar a corto y medio

plazo la extinción local de las especies forestales más sensibles (Anderson et al.

1977, Marcot et al. 1994, Forman y Hersperger 1996).

En nuestro caso los bosques estudiados presentan una superficie muy

pequeña y se ven fuertemente afectados por el efecto-borde. Este fenómeno es

especialmente notable en Endara, y afecta a la totalidad del hayedo de Oianleku

gracias a la pista que lo surca en la mayor parte de su longitud.

Por otra parte, una generalización ampliamente citada es que la invasión

biológica de especies foráneas es promovida por las alteraciones que acompañan a

la construcción y mantenimiento de las vías forestales. La construcción de vías

forestales y su posterior mantenimiento en el interior del bosque representan una

serie de alteraciones que crean y mantienen en el tiempo los nuevos hábitats borde

que se han formado con la creación de la vía. Estos nuevos hábitats borde pueden

ser invadidos por una serie de especies de plantas exóticas (no nativas), las cuales

pueden ser dispersadas por el viento y el agua, así como por vehículos y otros

agentes relacionados con la actividad humana. Las vías forestales pueden de este

modo funcionar como el primer punto de entrada para especies exóticas y pueden

servir de corredor a lo largo del cual las plantas se mueven hacia el interior del

paisaje (Greenberg et al. 1997, Lonsdale y Lane 1994). Esta invasión puede tener

efectos biológicos y ecológicos significativos si las especies son capaces de alterar

la estructura o la función de un ecosistema.

Otro efecto negativo de las infraestructuras viarias en las áreas forestales es

el hecho de que hacen económicamente rentable el aprovechamiento individual de

los grandes árboles, de los snags y los logs próximos a la vía. Esto provoca la

disminución e incluso la desaparición de este recurso en la zona de influencia de la

vía, con lo que se ven perjudicadas la gran cantidad de especies animales que

utilizan y dependen de este valioso recurso (Hann et al. 1997).

La construcción de vías forestales incrementa la circulación de personas y

vehículos (sobre todo motocicletas y vehículos todoterreno) en el interior del bosque

(Cole et al. 1997). Esta circunstancia provoca que se incrementen en gran medida

los encuentros entre animales salvajes y el hombre, y ocasiona la pérdida de calidad

60

del hábitat de muchas especies y el incremento de su tasa de mortalidad (Bennett

1991, Mace et al. 1996).

En cuanto al efecto sobre la fauna acuática, numerosos estudios avalan que

las contribuciones crónicas y a largo plazo de sedimento fino a los arroyos y ríos

ocasionadas por infraestructuras viarias, producen una disminución en la

emergencia de larvas de peces y en la densidad de juveniles al disminuir la

concentración de oxígeno (Bjornn y Reiser 1991, Coble 1961, Cordone y Kelley

1960), una pérdida de la capacidad de transporte invernal (Bjornn et al. 1977,

Chapman y McLeod 1987, Thurow 1997), un aumento de la predación de peces al

colmatar los pozos que les sirven como refugio y como lugares donde reproducirse

(Alexander y Hansen 1986), una disminución en las poblaciones de anfibios al

reducir por colmatación los espacios entre gravas donde se esconden y pasan el

invierno (Corn y Bury 1989, Welsh 1990) y una reducción en las poblaciones de

organismos bentónicos y en la producción de algas al disminuir la cantidad de

oxígeno disuelto en los espacios intersticiales del fondo y disminuir el paso de la luz

al aumentar la turbidez (Chuter 1969, Hynes 1970). Por otro lado, las

infraestructuras viarias pueden actuar como barreras en la migración de las especies

acuícolas (Clancy y Reichmuth 1990, Furniss et al. 1991), producir cambios en la

temperatura del agua al aumentar la insolación por pérdida de la cobertura riparia

(Hicks et al. 1991, Bisson et al. 1994) y alterar los regímenes de flujo del agua

(McFadden 1969, Mortensen 1977). En algunos casos, además, se aplican

sustancias químicas a las vías y a su entorno más inmediato que pueden alterar la

calidad del agua.

El hecho de que una vía forestal cruce un curso de agua afecta

negativamente a la fauna de invertebrados acuáticos. Se ha observado que la

riqueza total de taxones de invertebrados acuáticos medida en el tramo de un arroyo

está negativamente correlacionada con el número de intersecciones que entre vías y

arroyo se producen aguas arriba de dicho tramo (Newbold et al. 1980). Del mismo

modo distintos estudios han documentado los cambios que se producen en el hábitat

acuático o incluso en la densidad de peces como consecuencia de la densidad de

vías en una cuenca fluvial (Eaglin y Hubert 1993, McGurk y Fong 1995, Lee et al.

1997).

61

A tenor de lo expuesto y dado el estado actual de los bosques estudiados, cabe

afirmar que la recuperación de sus condiciones naturales es incompatible con la

creación de nuevas infraestructuras viarias.

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67

1 km

2

Figura 1. Red de infrestructuras viarias (i.v.) del Parque Natural de Aiako Harria. La

superficie que ocupa el Parque aparece sombreada: en amarillo, el área que cuenta

con una densidad de i.v. superior a 1 km/km2; en naranja, el área que cuenta con

una densidad de i.v. inferior a 1 km/km2.

68

Figuras 2 y 3. Desprendimientos del terreno ocasionados por pistas forestales en el bosque de Añarbe.

69

Figuras 4 y 5. Modificación del drenaje superficial ocasionado por pistas forestales en el bosque de Añarbe. Se ha señalado con trazo continuo el canal por donde discurre actualmente el agua. Con trazo discontinuo se muestra el recorrido que seguía el agua antes de la construcción de la pista. La pista actua como barrera y su canal de desagüe desvía el arroyo y recoge el agua de escorrentía. Todo este flujo de agua se vierte concentrado en un punto distante un centenar de metros del cauce original. De este modo surgen nuevos canales en zonas no acanaladas previamente, provocando así el inicio de nuevas zonas con peligro de deslizamientos.

70

Propuesta de actuaciones para recuperar las condiciones naturales del bosque en cuanto a complejidad estructural En primer lugar señalar que de lo anteriormente expuesto se puede concluir que

1. Los hayedos acidófilos, a pesar de su baja diversidad florística, pueden alcanzar

en su último estadío serial unos valores de complejidad estructural a nivel de rodal

similares a los de otros bosques templados. No se ha contado con un robledal de

referencia (de alta complejidad estructural) que permita afirmar lo mismo en el caso

del robledal acidófilo, pero cabe pensar que es posible extender dicha afirmación a

este tipo de bosque.

2. El estado de conservación de los hayedos y robledales acidófilos del Parque de

Aiako Harria, en cuanto a complejidad estructural se refiere, dista mucho del óptimo

natural que cabría esperar encontrar en un bosque en su etapa de madurez. Cabe

destacar las escasas existencias de madera muerta y la ausencia total de madera

muerta de gran tamaño. No obstante, su singularidad en el contexto guipuzcoano y

la reversibilidad de su estado permiten considerarlos como áreas de elevado interés

faunístico.

3. Las especies estudiadas (salamandras y paseriformes forestales) muestran unos

patrones de abundancia, riqueza y diversidad semejantes. Estos parámetros

muestran valores significativamente mayores en el hayedo de mayor complejidad

estructural.

4. La ausencia de algunos vertebrados especialistas de hábitat (marta y pito negro)

puede interpretarse como reflejo del deficiente estado de conservación en que se

encuentran los bosques estudiados.

5. La madera muerta (tanto logs como snags) es un elemento estructural crítico para

la fauna de vertebrados del hayedo. De su oferta de recursos tróficos y espaciales

dependen las especies de pequeño y mediano tamaño y por extensión sus

depredadores.

71

Entre las directrices recogidas en el PRUG del Parque podemos destacar, dentro del

apartado de Gestión y Conservación de Flora y Fauna, las siguientes:

1. El Parque velará por la conservación de las especies de la fauna y de la flora autóctonas

que lo habitan, por su diversidad y por su contenido genético.

2. Se preservarán los hábitats escasos y/o vulnerables estableciendo medidas específicas

de protección para las especies, poblaciones y comunidades que así lo requieran.

En consonancia con dichas directrices, dado que los resultados del presente

estudio ponen de manifiesto el deficiente estado de conservación que presentan las

principales masas de frondosas autóctonas del Parque y la correlación positiva que

existe entre la diversidad estructural y animal del bosque, es necesario realizar

actuaciones que permitan recuperar las condiciones naturales del ecosistema

forestal en cuanto a complejidad estructural.

En primer lugar es necesario señalar que las condiciones actuales de los

hayedos y robledales acidófilos de Añarbe y Oianleku hacen incompatibles cualquier

tipo de tratamiento silvícola con la recuperación de las condiciones naturales del

bosque.

Numerosos estudios, desarrollados principalmente en Estados Unidos en las

dos últimas décadas, muestran que la estructura interna de los rodales es uno de los

determinantes principales del grado en el cual un paisaje forestal gestionado

mantendrá su biodiversidad característica y el correcto funcionamiento de los

procesos del ecosistema.

Para realizar una gestión forestal conservadora de la biodiversidad a escala

de rodal se han empleado principalmente dos estrategias (Lindenmayer y Franklin

2002):

[1] el mantenimiento de elementos estructurales en el momento de la corta,

[2] el mantenimiento y la creación de complejidad estructural y funcional en los

rodales.

Dado que en el presente caso el aprovechamiento maderero es incompatible

con la recuperación de las condiciones naturales de los cuatro bosques estudiados

72

la gestión de éstos deberá incorporar únicamente procedimientos propios de la

segunda estrategia.

En el resto de bosques naturales que aparecen catalogados en el PRUG

como zonas de conservación activa será necesario incorporar a su gestión

procedimientos propios de ambas estrategias.

1. El mantenimiento de elementos estructurales en el momento de la corta. En cuanto a la primera estrategia, se ha comprobado que el mantenimiento de

estructuras, tales como grandes árboles en avanzado estado de decaimiento, snags

y logs, puede contribuir sustancialmente a la conservación de la biodiversidad, ya

que se mantiene el habitat crítico de algunas especies (logs y snags), se ve

favorecida la recolonización del nuevo rodal, se mantienen algunos rasgos del

microclima idóneo para algunas especies y se facilitan los desplazamientos de los

organismos a través del área intervenida.

En nuestro caso, si bien los resultados obtenidos permiten identificar las

estructuras que deberían conservarse en el momento de la corta (grandes árboles

vivos, snags y logs), no permiten proponer un número o un volumen de estructuras a

mantener. Este cálculo resulta complicado incluso en los ecosistemas forestales que

han sido ampliamente estudiados. Generalmente los criterios de mantenimiento de

estructuras que se han establecido para algunos bosques se basan en estudios de

los requerimientos ecológicos de especies amenazadas o emulan a la distribución

de esas estructuras en bosques inalterados. A modo de ejemplo, en Suecia,

formando parte del estandar nacional de certificación forestal, se sigue el criterio de

mantener en el momento de la corta el número de árboles suficiente como para

lograr que en el transcurso del siguiente turno lleguen a formarse al menos 10

grandes árboles por hectárea.

En el hayedo, a falta de estudios específicos sobre este tipo de estrategias,

podemos considerar como valores de referencia los estadísticos descriptivos de las

variables que caracterizan la complejidad estructural en el hayedo de Bértiz. En el

caso de los grandes árboles, Bértiz muestra un valor medio de 34 árboles de más de

60 cm de dbh por ha, aproximadamente un 9% del número medio de árboles por ha.

Un criterio a ensayar podría ser el de mantener un pequeño porcentaje de árboles

vivos (entre el 5 y el 10%). Por ejemplo, suponiendo una densidad final de 300

árboles/ha se podrían mantener 20 árboles vivos por ha: 10 de la clase diamétrica

73

mayor (por encima de los 50 o 60 cm), que a lo largo del turno se incorporarían a la

madera muerta y 10 árboles de entre 30 y 40 cm de dbh, que alcanzarían el final del

turno como grandes árboles o como snags.

En cuanto a la distribución espacial de los árboles retenidos, en el caso del

hayedo parece más recomendable la disposición de los árboles en agregados de

modo que se minimicen las posibles pérdidas tempranas. Pero sin duda la

disposición dispersa o agregada debería ser ensayada antes de establecer una

norma fija.

En cuanto a la madera muerta, la norma a seguir en el momento de la corta

es mucho más sencilla de establecer, ya que actualmente existe en nuestros

bosques un déficit notable en cuanto a cantidad total de logs y snags, y una casi

absoluta carencia de logs y snags de gran tamaño (considerados más valiosos para

la fauna que los de pequeño tamaño dado que pueden ofrecer refugio a un mayor

rango de especies y se mantienen en el bosque durante más tiempo). Por tanto

debería mantenerse en el momento de la corta toda la madera muerta existente,

cuidando que las labores de saca no destruyan los elementos más frágiles. No

obstante, en el supuesto de que la extracción se realizase en un rodal con

abundante madera muerta, los valores medios que ofrece Bértiz (60 snags/ha, 20

snags (dbh > 30)/ha y un volumen de logs de 75 m3/ha), podrían ser una buena

referencia para realizar ensayos.

2. El mantenimiento y la creación de complejidad estructural y funcional en los rodales La gestión activa de los rodales para aumentar su diversidad estructural es otra

aproximación a la gestión conservadora de la biodiversidad. Las técnicas que

configuran esta estrategia son las siguientes:

- Aclareos no-uniformes orientados a incrementar la heterogeneidad espacial del

rodal (la irregularidad de la masa)

- Conservación de otras especies arbóreas que jueguen diferentes papeles

funcionales y estructurales

- Creación de madera muerta, árboles con decaimiento y cavidades artificiales.

En cuanto a la primera técnica mencionada, sería necesario que no se

efectuasen tratamientos por aclareo sucesivo uniforme, fomentando modalidades de

aclareo que permitan adquirir al rodal cierta irregularidad.

74

En los bosques estudiados se ha constatado la escasez de especies arbóreas

acompañantes. Esta circunstancia, si bien es característica del hayedo, se ve

probablemente intensificada por la intervención humana (directamente o a través de

la acción del ganado), ya que de no ser así serían más abundantes ejemplares de

mayor porte (dbh > 10 cm) de especies como el acebo, el majuelo o de algunos

serbales. Estos elementos, que aportan diversidad al bosque, carecen de valor

comercial y su retención no ocasiona perjuicio en cualquiera de las fases de la

explotación, por lo que su conservación activa debería incorporarse a los planes de

actuación.

En cuanto a la madera muerta se han mencionado ya los valores observados

en Bértiz que podrían servir como referencia en posibles ensayos. La creación de

snags es una práctica que se va incorporando progresivamente en los tratamientos

silvícolas. Es importante considerar el tamaño y la localización a la hora de crear los

snags. Como norma general es preferible crear snags grandes (a partir de árboles

de dbh > 30 cm), ya que éstos ofrecen más recursos, a mayor número de especies

animales y durante más tiempo (Maser et al. 1988). En cuanto a la distribución de

los snags, en Bértiz se ha observado que la distribución más frecuente es la

dispersa, por lo que en posibles ensayos esta sería la distribución más adecuada.

El método más apropiado para la creación de los snags debería ser objeto de

ensayo. Las opciones son dos: la eliminación del tercio superior del árbol y el

anillado o descortezado de la base del árbol (Rose et al. 2001). La primera opción es

la más recomendada ya que el árbol muere en el momento de la intervención y se

emula un suceso natural. En cuanto a la segunda opción, algunos árboles pueden

tardar un tiempo en morir y además la progresión de la pudrición de fuera hacia

adentro y de abajo hacia arriba propiciará que una proporción de árboles anillados

caiga antes de que la descomposición de la madera permita que sea utilizado por la

fauna.

En cuanto a los logs, en función de la disponibilidad de madera muerta en el

rodal se puede aumentar las existencias de logs a medio-largo plazo a través de la

creación de snags o de forma inmediata mediante el derribo de árboles.

Generalmente, los grandes logs ofrecen más recursos, a más especies animales y

durante más tiempo que los pequeños. Del mismo modo que en el caso de los snags

se ha observado en Bértiz un patrón disperso de distribución de los logs, por lo que

en posibles ensayos esta sería la distribución más adecuada.

75

Trasladando estas consideraciones a los bosques estudiados en el Parque se

detallan a continuación las actuaciones a desarrollar en cada uno de ellos.

1. Hayedo de Añarbe El aumento de la complejidad estructural de estos bosques se producirá por la

incorporación de cuatro elementos estructurales: snags, logs, claros y corros de

regeneración (agrupaciones densas de arbolitos en el estrato inferior del bosque).

En el caso del hayedo de Añarbe, en rodales con una densidad superior a los

200 pies/ha, se seleccionarán 20 árboles/ha. Todos ellos deberán presentar un

estado de decaimiento de clase 1 o 2 (en el capítulo I se detalla el criterio utilizado

para valorar el estado de decaimiento de los árboles). En cada hectárea, 10 serán

transformados en logs y los otros 10 en snags. La distribución de diámetros (dbh) de

cada decena será la siguiente: 4 árboles del intervalo 30-40 cm, 4 del intervalo 40-50

cm y 2 de más de 50 cm. Los árboles destinados a transformarse en logs se

seleccionarán de modo que queden agrupados en dos grupos de cinco, separados

ambos grupos por una distancia superior a 50 m. Estos árboles serán cortados por la

base y derribados de modo que descansen sobre el suelo en toda su longitud

formando su eje con la dirección de la pendiente un ángulo superior a 45o, de modo

que contribuyan a su estabilización (donde sea posible y necesario). En ningún caso

se fragmentarán el tronco o las ramas del árbol derribado. Con el derribo de cada

grupo de árboles se formará un claro. Se procurará que el tamaño y la forma del

claro se corresponda con lo observado en condiciones naturales. En manchas de

hayedo "old-growth" se ha observado que el tamaño de la mayor parte de los claros

oscila entre los 100 y los 400 m2, presentando generalmente una forma oblonga

(aproximadamente el doble de largo que ancho) (Peterken y Jones 1989, Whitbread

1991, Mountford et al. 1999, Emborg et al. 2000).

En cuanto a los snags, en cada hectárea se seleccionarán 10 árboles de

forma dispersa. A cada uno de ellos se le cortará el extremo superior por encima de

los 12-15 m de altura, cuidando que el tronco quede desprovisto de ramas. La parte

desprendida se dejará sin fragmentar junto al nuevo snag.

Para facilitar las labores de selección y ocasionar menos molestias a la fauna

del hayedo, estos trabajos deberán realizarse entre el 1 de noviembre y el 28 de

76

febrero. En ningún caso se extraerá madera del área intervenida (ni de pequeño ni

de gran diámetro).

Haciendo balance de esta actuación se observa como se alcanzará un

notable incremento de la complejidad estructural (tabla 1). El volumen de madera

muerta total supondrá el 50% del valor medio obtenido en el hayedo de Bértiz

(referencia de bosque natural no alterado), destaca también el aumento en el

número de snags de gran tamaño.

Mediante esta actuación se verá afectado entre un 5 y un 10% del arbolado y

entre un 4 y un 8% del dosel.

Esta primera intervención deberá contar con un seguimiento en el tiempo que

permita estudiar el efecto del incremento de la complejidad estructural sobre la

biodiversidad, el proceso de incorporación de los distintos elementos estructurales y

la regeneración del hayedo. Para poder extraer conclusiones relevantes se deberá

actuar sobre una superficie de bosque no inferior a las 150 ha. Los resultados que

se vayan obteniendo permitirán planificar las siguientes intervenciones.

Por último señalar que la carga ganadera que actualmente sufren todos los

bosques del Parque hace imposible su regeneración natural, por lo que en el ensayo

que nos ocupa es imprescindible evitar que el ganado doméstico acceda a la zona

intervenida.

2. Hayedo de Oianleku En este bosque no contamos con variedad de diámetros ni con la extensión

suficiente como para realizar una actuación similar a la detallada para el hayedo de

Añarbe.

Dada la baja densidad de árboles, se seleccionarán 4 árboles/ha. Todos ellos

han de ser trasmochos, deberán presentar un diámetro (dbh) superior a los 80 cm y

un estado de decaimiento de clase 1 o 2 (en el capítulo I se detalla el criterio

utilizado para valorar el estado de decaimiento de los árboles). En cada hectárea, 2

serán transformados en logs y los otros 2 en snags. Los árboles destinados a

transformarse en logs se seleccionarán de modo que queden separados al menos

50 m. Estos árboles serán cortados por la base y derribados de modo que

descansen sobre el suelo en toda su longitud formando su eje con la dirección de la

pendiente un ángulo superior a 45o, de modo que contribuyan a su estabilización

77

(donde sea posible y necesario). En ningún caso se fragmentarán el tronco o las

ramas del árbol derribado.

En cuanto a los snags, en cada hectárea se seleccionarán 2 árboles

separados al menos 50 m. A cada uno de ellos se le cortará el extremo superior de

las grandes ramas por encima de los 10 m de altura, procurando eliminar todo el

ramaje de pequeño diámetro de modo que el árbol muera y la actuación no quede

reducida a una poda. La parte desprendida se dejará sin fragmentar junto al nuevo

snag.


del hayedo, estos trabajos deberán realizarse entre el 1 de noviembre y el 28 de


de gran diámetro).

Haciendo balance de esta actuación se observa un notable incremento de la

complejidad estructural (tabla 2) (se triplica el volumen de logs y snags), aunque

únicamente se alcanza un 28% del volumen total óptimo de madera muerta.

Mediante esta actuación se verá afectado entre un 2 y un 5% del arbolado y

aproximadamente un 8% del dosel (la proyección media de la corona de un

trasmocho grande sobre el suelo se ha estimado en 390 m2 (n = 60)).




la regeneración del hayedo. Los resultados que se vayan obteniendo permitirán

planificar las siguientes intervenciones.




intervenida.

3. Robledales de Añarbe y Endara En este caso se seguirá un protocolo de trabajo similar al detallado para el hayedo

de Añarbe.

En rodales con una densidad superior a los 300 pies/ha, se seleccionarán 20

árboles/ha. Todos ellos deberán presentar un estado de decaimiento de clase 1 o 2

(en el capítulo I se detalla el criterio utilizado para valorar el estado de decaimiento

78

de los árboles) y un diámetro (dbh) de entre 30 y 40 cm. En cada hectárea, 10 serán

transformados en logs y los otros 10 en snags. Los árboles destinados a

transformarse en logs se seleccionarán de modo que queden agrupados en dos

grupos de cinco, separados ambos grupos por una distancia superior a 50 m. Estos

árboles serán cortados por la base y derribados de modo que descansen sobre el

suelo en toda su longitud formando su eje con la dirección de la pendiente un ángulo

superior a 45o, de modo que contribuyan a su estabilización (donde sea posible y

necesario). En ningún caso se fragmentarán el tronco o las ramas del árbol

derribado. Con el derribo de cada grupo de árboles se formará un claro. No se

dispone de información acerca de la morfología de los claros ocasionados en los

robledales por causas naturales, por lo que se seguirán en la formación de éstos las

consideraciones detalladas para el hayedo.

En cuanto a los snags, en cada hectárea se seleccionarán 10 árboles de

forma dispersa. A cada uno de ellos se le cortará el extremo superior por encima de

los 10 m de altura, cuidando que el tronco quede desprovisto de ramas. La parte

desprendida se dejará sin fragmentar junto al nuevo snag.


del robledal, estos trabajos deberán realizarse entre el 1 de noviembre y el 28 de


de gran diámetro).

Esta actuación permitirá aumentar considerablemente las existencias de

madera muerta e incorporar snags de gran tamaño a estos robledales (tablas 3 y 4),

alcanzando para este elemento estructural unos valores próximos al 50% del óptimo

estimado.

Mediante esta actuación se verá afectado un porcentaje del arbolado inferior

al 7%.




la regeneración del robledal. Para poder extraer conclusiones relevantes se deberá

actuar sobre una superficie de bosque no inferior a las 50 ha en Añarbe y otro tanto

en Endara. Los resultados que se vayan obteniendo permitirán planificar las

siguientes intervenciones.

79




intervenida.

Bibliografía Emborg, J., Christensen, M. and Heilmann-Clausen, J. (2000) The structural

dynamics of Suserup Skov, a near-natural temperate deciduous forest in Denmark.

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Lindenmayer, D.B., Franklin, J.F., 2002. Conserving Forest Biodiversity. A

comprehensive multiscaled approach. Washington, Island Press.

Maser, C., Tarrant, R.F., Trappe, J.R., Franklin, J.F., 1988. From the forest to the

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Mountford, E.P., Peterken, G.F., Edwards, P.J. and Manners, J.G. (1999) Long-term

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wood-pasture in the New Forest (UK). Perspectives in Ecology, Evolution and

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Rose, C.L., Marcot, B.G., Mellen, T.K., Ohmann, J.L., Waddell, K.L., Lindley, K.L.,

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Washington. D.H. Johnson, T.A. O'Neill (Eds.). Corvallis, Oregon State University

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Whitbread, A. (ed.) (1991) Research on the ecological effects on woodland of the

1987 storm. Research and Survey in Nature Conservation No. 40. Nature

Conservancy Council, Peterborough.

80

Tabla 1. Resultados previsibles de la primera actuación para aumentar la

complejidad estructural en el hayedo de Añarbe. Los valores óptimos y observados

son los valores medios obtenidos en el presente estudio. Para el cálculo del volumen

de madera muerta incorporado se ha considerado que en cada hectárea se

incorporan como snags 4 árboles de 35 cm de diámetro (d) y 15 m de altura (a), 4 de

45 cm (d) y 15 m (a) y 2 de 55 cm (d) y 15 m (a), y otros tantos como logs. NS:

número de snags por ha; NS30: número de snags por ha con dbh > 30 cm; VS:

volumen de snags por ha; VL: volumen de logs por ha.

NS NS30 VS VL

Óptimo (Bértiz) 59.3 21.8 41.5 76.9

Observado (Añarbe) 26.5 2.2 4.5 9.7

Incorporado (1ª actuación) 10 10 22.4 22.4

Total (observado + incorporado) 36.5 12.2 26.9 32.1 (Total/Óptimo)*100 61.6 56.0 64.8 41.7


complejidad estructural en el hayedo de Oianleku. Los valores óptimos y observados


de madera muerta incorporado se ha calculado el volumen medio de 60 trasmochos

de gran tamaño (dbh entre 80 y 100 cm). El valor medio obtenido es 5.4 m3. NS:

número de snags por ha; NS30: número de snags por ha con dbh > 30 cm; VS:

volumen de snags por ha; VL: volumen de logs por ha.

NS NS30 VS VL

Óptimo (Bértiz) 59.3 21.8 41.5 76.9

Observado (Oianleku) 7.6 7.6 5.5 6.4



81


complejidad estructural en el robledal de Añarbe. Los valores óptimos y observados



incorporan como snags 10 árboles de 35 cm de diámetro y 10 m de altura, y otros

tantos como logs. NS: número de snags por ha; NS30: número de snags por ha con

dbh > 30 cm; VS: volumen de snags por ha; VL: volumen de logs por ha.

NS NS30 VS VL

Óptimo (Bértiz) 59.3 21.8 41.5 76.9

Observado (Añarbe) 42.6 0.9 2.6 5.2




complejidad estructural en el robledal de Endara. Los valores óptimos y observados



incorporan como snags 10 árboles de 35 cm de diámetro y 10 m de altura, y otros

tantos como logs. NS: número de snags por ha; NS30: número de snags por ha con

dbh > 30 cm; VS: volumen de snags por ha; VL: volumen de logs por ha.

NS NS30 VS VL

Óptimo (Bértiz) 59.3 21.8 41.5 76.9

Observado (Endara) 26.3 0 1.2 5.5


Total (observado + incorporado) 36.3 10 10.8 15.1 (Total/Óptimo)*100 61.2 45.9 26.0 19.6

83

El desmán, el visón europeo y la nutria son mamíferos que satisfacen sus

requerimientos ecológicos en el ecosistema fluvial. Su condición de "especialistas de

hábitat" y el hecho de que estén situados en el nivel superior de la pirámide trófica

permiten considerar a estas especies como buenos candidatos al papel de

indicadores del impacto que ejercen las actividades y aprovechamientos que se

realizan en nuestros ríos y arroyos. Además, dado que el desmán ocupa

preferentemente el curso alto de los ríos y el visón y la nutria prefieren los tramos

medios y bajos, la valoración y el seguimiento del estado de sus poblaciones puede

ofrecer una visión global del estado de conservación del medio fluvial.

El desmán, el visón europeo y la nutria en el Parque Natural de Aiako Harria Las tres cuencas representadas en el Parque (Bidasoa, Oiartzun y Urumea) han sido

objeto recientemente de prospecciones orientadas a determinar la distribución de

estas especies (desmán: González-Esteban y Villate (2001 a); nutria: González-

Esteban y Villate (2001 b); visón europeo: González-Esteban et al. (2001)).

Durante la realización de este trabajo se han prospectado de nuevo las tres

cuencas. La metodología de detección utilizada (búsqueda de excrementos) permite

obtener observaciones fidedignas de desmán y de nutria.

En el caso de la nutria, la singularidad de sus excrementos y el que los

deposite en lugares muy conspicuos ha hecho de esta técnica una útil herramienta

para actualizar su distribución a distintas escalas espaciales (Ruiz-Olmo y Delibes

1998). En el caso del desmán, la probabilidad de encontrar sus excrementos varía

en función de la morfología del cauce y de la accesibilidad del observador a los

lugares en donde el desmán reposa fuera del agua (González-Esteban et al. 2003),

por lo que la ausencia de excrementos en una prospección no garantiza la ausencia

de la especie. Sin embargo, dada la facilidad de su ejecución, esta técnica puede

ofrecer en algunas zonas buenos rendimientos y ser utilizada como complemento al

trampeo (nunca en sustitución de éste). Hay que señalar que es necesario validar en

el laboratorio los excrementos identificados "in situ" como de desmán, ya que los

excrementos de Galemys y Neomys son externamente muy semejantes. Dicha

validación es posible únicamente en el caso de hallar en el excremento alguno de

84

los pelos que el animal ingiere durante la limpieza del pelaje y que pueden

identificarse siguiendo las observaciones de Poduschka y Richard (1985).

Se han recorrido en toda su longitud los tramos de los ríos Bidasoa, Endara,

Arditurri, Tornola, Penadegi, Karrika, Añarbe, Urumea, Epele y Ursoko que discurren

por el Parque y algunos tramos no incluidos en el Parque de los ríos Urumea (3

tramos), Sarobe (1 tramo) y Urruzuno (1 tramo) (figura 1). La longitud de estos

últimos no fue en ningún caso inferior a los 600 m.

La nutria

Distribución histórica: La nutria se extiende desde el oeste de Europa hasta Indonesia y desde la tundra

ártica al norte de África. Ampliamente distribuida por toda Europa, ha sufrido un

reciente y acusado declive que la ha llevado a desaparecer de Holanda, Suiza, y de

grandes zonas de Francia, Bélgica, Alemania, Italia y Suecia.

En la CAPV se supone relativamente abundante y bien repartida hasta la

década 1960-70, según se desprende de los resultados de las encuestas realizadas

por Blas-Aritio (1970, 1978), pero ya entonces habría desaparecido de las comarcas

costeras y de hecho este trabajo tan solo recoge una localidad (Bera, río Bidasoa)

de las tres cuencas representadas en el Parque.

A mediados de los años 80 se realiza el primer sondeo estatal siguiendo una

metodología estandarizada, basado en la búsqueda de señales de nutria (Delibes

1990), y es entonces cuando se dispone de la primera imagen de su distribución en

la CAPV. Este sondeo proporcionó la última observación de nutria en los ríos del

Parque (Endarlatsa, río Bidasoa). Posteriormente y siguiendo el mismo método

Illana y Paniagua (1993) realizan en 1992 una nueva prospección en la que no

hallan señales de nutria en el este guipuzcoano. Más tarde, un segundo sondeo

estatal, realizado entre 1994 y 1996 (Ruiz-Olmo y Delibes 1998), no obtiene

observaciones de nutria en Gipuzkoa y tampoco en el norte de Navarra (figura 2). La

última cita referida a esta especie en las proximidades del Parque la proporciona el

trabajo de Martinez-Lage y Urra (2000) en el que se menciona el hallazgo de

excrementos en la cuenca del Bidasoa en tres localidades navarras (Lesaka,

85

Elgorriaga y Oieregi) (figura 2). La última prospección de la CAPV (González-

Esteban y Villate 2001 b) no ofrece observación alguna en Gipuzkoa (figura 3).

Distribución actual en el Parque: No se ha podido constatar actualmente su presencia en el Parque.

Factores de amenaza El ciclo vital de la nutria está estrechamente relacionado con el ecosistema fluvial,

por lo que su presencia estará fuertemente condicionada por el grado de alteración

de los ríos. La ausencia de la nutria en la CAPV coincide con las zonas de máxima

densidad humana y de poblamiento disperso.

Entre las distintas formas de alteración del hábitat cabe señalar la destrucción

de las riberas, la contaminación del agua, el aprovechamiento intensivo de caudales

y la construcción de embalses.

En el centro y norte de Europa se ha vinculado la desaparición de la nutria

con la eliminación de los sotos fluviales, generalmente fruto de la alteración de los

cauces y márgenes por edificaciones urbanas e industriales y por la canalización de

los ríos. En la CAPV, como consecuencia de la realización en los últimos 30 años de

gran número de actuaciones para la protección y estabilización de riberas, los

corredores vegetales ribereños han sido eliminados en grandes tramos fluviales,

sobre todo en los cauces principales y especialmente en la vertiente atlántica en

donde la abrupta orografía propicia que se de una alta densidad urbana e industrial

en los fondos de valle.

El efecto que como factor limitante ejerce la contaminación de las aguas

sobre la nutria, no sólo indirectamente a través de la reducción de sus presas, sino

directamente ocasionando la disminución de su capacidad reproductora o en último

término la muerte del animal, ha sido ampliamente demostrado. Los contaminantes

que más se han relacionado con el declive de la especie en Europa han sido el

dieldrín, los PCBs y los metales pesados. El problema de la contaminación de los

ríos se agrava en el caso de la nutria por su posición culminal en las redes tróficas

del ecosistema, que le lleva a acumular todos estos compuestos poco o nada

biodegradables, y por su gran movilidad (puede desplazarse decenas de kilómetros

en pocos días) que hace que en sus desplazamientos pueda entrar en contacto con

distintos tipos y grados de contaminación.

86

Además de estas alteraciones, la pérdida de calidad del medio fluvial está

ocasionada por las modificaciones hidrológicas que producen las detracciones de

caudal para riego y uso hidroeléctrico. En ambos casos se altera el volumen de

caudal y se modifica su distribución natural en el tiempo, dándose situaciones

extremas en las que se suceden modificaciones diarias más propias del régimen

mareal que de la dinámica fluvial. Las detracciones de caudal son en todos los casos

negativas para el ecosistema fluvial, pero su efecto adverso se acentúa cuando las

detracciones reales superan a las concesiones o cuando se producen detracciones

ilegales. En estos casos la disminución de los caudales y ocasionalmente su

completa desaparición agravan los problemas de la contaminación al disponerse de

menor volúmen de agua donde diluir los vertidos. Estas alteraciones condicionan los

ciclos vitales de diversas especies fluviales haciendo disminuir la productividad de

las cadenas tróficas, impidiendo la ocupación de refugios y alterando notablemente

la distribución de los tramos hidrodinámicos. Esta inestabilidad disminuye

notablemente la capacidad de un río para albergar una población de nutrias.

La construcción de embalses ha sido otro de los factores que se ha

relacionado con la rarificación de la especie. El efecto negativo más evidente se

produce en aquellos, en los que al menos en determinadas épocas del año, se

impide completamente el paso del agua, dejando el río aguas abajo completamente

seco. En otros casos, las fuertes oscilaciones de caudal a las que se ve sometido el

tramo inferior afectan de forma notable a las cadenas tróficas del ecosistema fluvial.

Aguas arriba de la presa, se impide la colonización de la anguila (presa favorita de la

nutria, y cuya disminución, junto con la del cangrejo de río, se ha relacionado con la

rarificación de la especie), y además el ambiente fluvial es sustituído por un

ambiente lacustre de características peculiares, que en muchos casos impide el

mantenimiento de la cobertura protectora de las orillas y presenta márgenes

abruptas que dificultan la actividad depredadora de la nutria. Se ha comprobado

además que pequeñas presas (de 3 m de altura) pueden impedir el tránsito de las

nutrias, ocasionando situaciones de aislamiento poblacional, por lo que cabe pensar

que el gran número de presas que existen en la red hidrográfica de la CAPV ha

contribuido de forma notable a la fragmentación de sus poblaciones.

Otro factor que ha contribuido de manera importante a disminuir, e incluso

extinguir poblaciones extremadamente rarificadas, ha sido la persecución directa. En

la CAPV no se tiene constancia del número de capturas, pero la nutria se ha cazado

87

de forma regular hasta 1970 y probablemente esta actividad ha sido hasta mediados

del siglo XX la principal causa del declive de la especie, siendo después relegada a

un segundo plano por la alteración del hábitat, fáctor éste que acabó con las nutrias

y su caza en gran parte del territorio.

Finalmente cabe mencionar que la nutria ha sido considerada como una

especie altamente sensible a las molestias humanas, entendiendo como tales la

mera presencia continuada de gente en el entorno de los ríos, hasta llegar a

considerarse en algún caso a este factor como el principal responsable de su

desaparición. No obstante, cabe pensar que las molestias por sí solas raramente

son un factor determinante para explicar la ausencia permanente de la especie, si

bien sí se ha relacionado la ausencia temporal con molestias producidas en la época

de pesca y en los meses de verano, dos momentos del año en que los ríos gozan de

abundante concurrencia.

No se han señalado epizootias en la nutria, aunque tampoco se han realizado

estudios al respecto. Mención aparte merece la enfermedad aleutiana.

Recientemente se ha detectado la presencia del virus de esta enfermedad en la

nutria, siendo el posible origen de la infección las granjas de visón americano y los

posibles vectores de propagación los animales que regularmente escapan de estas

granjas y consiguen asilvestrarse. Se desconoce el efecto que esta enfermedad

puede tener sobre la nutria, pero podría actuar como un factor más de los que están

propiciando su rarefacción.

Aptitud de los ríos del Parque para albergar poblaciones de nutria La nutria vive de forma sedentaria en todo tipo de ambientes acuáticos continentales

desde el nivel del mar hasta los 2400 m. Su presencia se ve muy condicionada por

la disponibilidad de alimento. Las densidades reportadas oscilan entre 0.05 y 1.0

ejemplares/km de río, es una especie solitaria y precisa de amplios territorios,

generalmente de decenas de kilómetros (Ruiz-Olmo 2002).

En función de esta descripción podemos restringir el área de distribución

potencial de la especie en el Parque a los cauces principales de las cuencas del

Urumea (Urumea, Añarbe y Epele) y del Bidasoa (Bidasoa y Endara).

En estos ríos, tanto en sus tramos navarros como en gran parte de los

guipuzcoanos, la baja densidad de población humana y el uso predominantemente

forestal de las márgenes han permitido que las riberas presenten en muchos tramos

88

un buen estado de conservación y que la calidad de las aguas sea relativamente

alta. Sin embargo las condiciones naturales de este escenario, en principio favorable

para la nutria, han sido notablemente modificadas por el intenso aprovechamiento

hidroeléctrico al que han sido sometidas ambas cuencas desde hace décadas.

Las minicentrales hidroeléctricas modifican las condiciones naturales del

ecosistema fluvial generando tres nuevas situaciones: un tramo remansado por

efecto del azud que se extiende unas decenas o cientos de metros en función de la

pendiente por la que discurre el río, un tramo al que se le retira una parte del agua

que debería circular por él (estos tramos alcanzan en ocasiones longitudes de varios

kilómetros) y un tramo en el que se restituye el agua derivada, bien una vez

aprovechada en la central o bien en derrames o aliviaderos de los canales de

derivación. Hay que señalar que estas alteraciones, que en principio cabría de

calificar como de espaciales, están sujetas a una variación temporal (con ciclos que

en ocasiones llegan a ser diarios) que confiere al sistema una gran inestabilidad.

En el tramo remansado, aguas arriba del azud, son más evidentes las

alteraciones relacionadas con el cambio de la velocidad de la corriente y el

incremento de la profundidad. Estos cambios originan una sustitución del sustrato

predominante, aumentando la fracción más fina y como consecuencia modificando la

comunidad del bentos. Estudios realizados en Galicia por investigadores del

Laboratorio de Hidrobiología de la Universidad de Santiago señalan que en este

tramo se reduce significativamente la riqueza taxonómica de dicha comunidad (entre

el 30 y el 90%). De igual modo, la diversidad se vería afectada en este tramo con

disminuciones que oscilan entre un 30 y un 70%. Observan también estos

investigadores como las especiales condiciones que se crean al disminuir la

velocidad de flujo hacen que la estructura de la comunidad del bentos sea diferente

de la del resto del río, disminuyendo la biomasa biológicamente soportable en

función de la energía que el bentos suministra para el mantenimiento de poblaciones

de salmónidos.

En el tramo derivado la magnitud de la afección sobre el bentos y la fauna

piscícola, de igual signo que en el tramo superior a la presa, varía en función de la

cantidad de caudal detraido por cada minicentral, llegando en algunos casos a

quedar seco total o parcialmente dicho tramo. En los últimos años se tiene

constancia de este tipo de sucesos (derivación total del caudal) en algunos tramos

de los ríos Añarbe y Urumea.

89

Con objeto de evitar el uso abusivo del agua, los Organismos de cuenca, en

las concesiones y autorizaciones que otorguen, deben garantizar los caudales

ecológicos o demandas ambientales previstas en la planificación hidrológica (Ley

46/1999, de 13 de diciembre). De este modo el Plan Hidrológico Norte III (Real

Decreto 1664/1998, de 24 de julio) determina que el caudal mínimo medioambiental

a circular en el cauce no será inferior a un décimo del caudal medio interanual, con

un mínimo de 50 litros/segundo en ríos con caudales permanentes todo el año, o la

totalidad del caudal natural fluyente, si este fuese menor a un décimo o a 50

litros/segundo. Pero en la práctica, independientemente del organismo que calcule el

caudal ecológico, no se realizan estudios específicos para garantizar en cada tramo

de río la integridad ecológica del ecosistema fluvial y los valores asignados suelen

coincidir con el 10% del caudal medio interanual (valor ajustado a la legalidad, pero

sin duda insuficiente en todos los casos). De este modo se producen situaciones

inverosímiles, como por ejemplo el hecho de que el río Añarbe tenga asignado en

cabecera un caudal ecológico de 160 litros/segundo o que este parámetro en el

arroyo Penadegi se haya estimado en 85 litros/segundo. El aprovechamiento de

estas concesiones al límite de lo permitido conlleva en ocasiones que podamos

hablar de afección total al detenerse por completo los procesos ecológicos

característicos del ecosistema fluvial en determinados tramos.

En relación con estas consideraciones sobre el caudal ecológico, Cobo (2000)

señala que la evolución de las técnicas de gestión medioambiental, y entre ellas la

metodología para establecer caudales ecológicos, ha ido mucho mas rápido que la

valoración de su eficacia. Por regla general los métodos comúnmente empleados en

lo que a caudales se refiere no contemplan, en sus planteamientos teórico -

prácticos, una concepción holística del funcionamiento de los ecosistemas lóticos, ni

siquiera, y más concretamente, consideran los requerimientos ecológicos de la fauna

invertebrada.

Cuando sobreviene una perturbación en el medio, tiene lugar un profundo

trastorno en la estructura de las poblaciones, que se manifiesta por un cambio en la

dominancia relativa de las especies, acompañado de sustituciones de la fauna y

flora, pudiendo en casos extremos llegar a la desaparición completa de la

biocenosis. El estudio de las comunidades bénticas es una parte fundamental de

cualquier trabajo relacionado con la potencialidad biológica del medio acuático, ya

que es la principal fuente de alimento de las comunidades ícticas. Así pues, la

90

composición faunística de estas comunidades y su biomasa son datos a tener en

cuenta en la correcta gestión de los recursos hídricos.

Es preciso no olvidar que la composición y abundancia de las comunidades

de invertebrados bénticos son el resultado de la interconexión de un gran número de

factores bióticos y abióticos que intervienen en los procesos ecológicos. Es

precisamente esta complejidad, representada por la heterogeneidad espacial y la

diversidad biológica de los ecosistemas fluviales, la que asegura su estabilidad, de

forma que a medida que se reducen las interacciones, por empobrecimiento en

especies o por la alteración de las características mesológicas, el sistema se

simplifica, se hace progresivamente más inestable y queda a merced de ulteriores

perturbaciones, que serian fácilmente amortiguadas en condiciones normales, pero

que en esa situación de pérdida de integridad ecológica, vencen la capacidad de

homeostasis del ecosistema originando alteraciones en muchos casos irreversibles.

Es esencial por tanto mantener esta complejidad estructural dentro de unos

límites biológicamente aceptables, que aseguren la capacidad de asimilación del

ecosistema, con una calidad ambiental mínimamente exigible.

Los estudios e informes sobre los impactos que la regulación de caudal

causan al ecosistema fluvial suelen mostrar graves imprecisiones en el análisis de

aquellos efectos en los que su magnitud no es valorada en la escala temporal. Las

alteraciones producidas por las variaciones del flujo, de su intensidad y de su

ritmicidad sobre las comunidades de macroinvertebrados y sus repercusiones en el

funcionamiento global del río son precisamente las peor estudiadas y ponderadas, a

pesar de ser las de mayor repercusión y persistencia. Son muchos los métodos

empleados para proponer los caudales mínimos, así como las disposiciones legales

al respecto, e independientemente de las ventajas que posean o de las objeciones

que puedan hacérseles es necesario poner de manifiesto que tanto lo cálculos

clásicos (Q347,Tennant, perímetro mojado) como los más sofisticados (IFIM, lnstream

Flow Incremental Methodology; PHABSIM, Physical Habitat Simulation o muchas de

sus numerosas variantes), dependen fundamentalmente y en general, de datos

básicos de buena calidad sobre todos los componentes del ecosistema, datos de los

que, lamentablemente, carecen una buena parte de las estimaciones más

frecuentes. Se refiere concretamente este autor a la ausencia de "curvas de

preferencia" elaboradas por biólogos especialistas en Zoología de los grupos de

macroinvertebrados, y que habitualmente son sustituidas por curvas relativas a

91

especies de peces con amplios intervalos de respuesta ante los diferentes valores

que pueden tomar las variables consideradas.

Un problema añadido radica en el hecho de la no linearidad de las relaciones

entre las variables físicas y bióticas, problema que usualmente se pasa por alto en

tales determinaciones. Las ausencias más evidentes además, son las referentes a

los aspectos que determinan la distribución de los organismos y el funcionamiento

del ecosistema.

Desde el punto de vista biológico, las comunidades acuáticas soportan, como

característica propia de nuestros ríos, marcadas oscilaciones ambientales cuyos

valores extremos, especialmente durante el estiaje, marcan los límites de tolerancia

de su organización ecológica.

Para interpretar correctamente este fenómeno y estimar en qué proporción

podría afectar la persistencia o el agravamiento de estas situaciones límite a todo el

ecosistema, o más concretamente a las poblaciones ícticas que se desea mantener

dentro de unos límites aceptables, hay que tener en cuenta que, en el medio natural,

para una variable determinada (alimento, refugio, temperatura, etc.) las especies no

establecen con ellas relaciones lineares sino unimodales, es decir la especie es más

abundante en condiciones ambientales óptimas y menos frecuente con valores

limitantes o críticos del factor, de forma que la desaparición completa y repentina,

puede producirse aunque aparentemente la reducción del recurso no sea total.

Dicho de otro modo, a cada caudal que podamos establecer como caudal mínimo

dentro de las posibilidades que nos proporcionan los distintos criterios que nos

hubieran llevado a su establecimiento, le corresponde una comunidad biótica

particular estructurada de una manera precisa, pero de todas estas biocenosis

posibles, únicamente presentan un grado aceptable de similitud con las

preexistentes un número muy reducido de ellas, mientras que otras, la mayoría,

nada tienen que ver con las poblaciones naturales originales, a pesar de que para el

observador no experto puedan parecerle comunidades bien organizadas, pero que

desgraciadamente se muestran especialmente vulnerables ante un estudio en

profundidad. De la elección adecuada de las condiciones mínimas exigibles a estas

comunidades depende la correcta gestión de los recursos naturales que ofrece el río

y el éxito de las medidas de compensación o corrección de los impactos

ambientales.

92

En cuanto a los tramos en donde se restituye el agua derivada, en ríos

gallegos se ha observado como dicha restitución supone una atenuación de los

factores que desestabilizan la comunidad del bentos, si bien las fluctuaciones

bruscas del caudal elevan el grado de contingencia de las condiciones ambientales

lo que compromete, en función de la magnitud de las oscilaciones, el desarrollo de

poblaciones estables. De esta manera, no se observan síntomas de recuperación

importante de los parámetros estudiados (riqueza, diversidad), que se mantienen

dentro del rango de variación del tramo derivado.

En nuestro caso los ríos Añarbe y Urumea se encuentran alterados en la

práctica totalidad de su recorrido por el Parque ya que presas y centrales se

suceden de forma concatenada (figura 4). De igual modo, el Bidasoa penetra en

Gipuzkoa dejando atrás una sucesión continuada de presas y tramos derivados que

se extienden a lo largo de todo su recorrido (en los 33 km finales se levantan 9

presas de entre 4 y 7 metros de coronación). Es oportuno señalar que el caudal

medio del Bidasoa (28.7 m3/s) dobla al del Urumea (13.6 m3/s) por lo que cabe

esperar que alteraciones de caudal ocasionadas por usos de magnitud semejante

tengan un menor impacto sobre las comunidades vegetales y animales que alberga

el primero.

En función de las consideraciones expuestas las minicentrales ejercerían un

efecto negativo sobre las nutrias al producirse una disminución de la disponibilidad

de alimento en los tramos afectados y al suponer algunas presas un obstáculo

infranqueable. Estas circunstancias han de ser sin duda determinantes de la

ausencia de nutria en el Urumea, en donde al tamaño de las presas hay que unir

episodios de reducción extrema de caudal. Circunstancia esta última que se repite

con relativa frecuencia en el río Añarbe en todo su recorrido por territorio

guipuzcoano.

Mención aparte merece el embalse de Añarbe que impide sin duda el tránsito

de animales por el corredor fluvial, debido a las dimensiones de la presa y al perfil y

falta de cobertura vegetal de sus márgenes en la mayor parte de su recorrido.

En cuanto al tramo guipuzcoano del río Bidasoa sus condiciones no deberían

ser obstáculo para la presencia de la nutria, siempre y cuando las condiciones del

tramo navarro lo permitan. Hay que señalar que, en el tramo de este río que discurre

por el Parque, la orilla guipuzcoana está notablemente más degradada que la

francesa. Esta última cuenta con una cobertura arbustiva y arborea excelentes. Por

93

contra en la orilla guipuzcoana se suceden una utilización ganadera abusiva que

lleva el borde de los prados hasta la orilla del agua, el uso de la ribera como

cargadero de madera lo cual genera una notable inestabilidad al producirse

desprendimientos y un aporte continuo de residuos y el uso recreativo (piragüismo)

que supone la presencia regular de personas en el cauce y un progresivo deterioro

de la orilla al haberse ido acondicionando en los últimos años la zona de acceso al

tramo utilizado para remar. En cuanto a la regata Endara, dadas sus reducidas

dimensiones, su utilización por la nutria dependerá de las condiciones que pueda

ofrecer el cauce principal de la cuenca.

Señalar a modo de conclusión que la aptitud de los ríos del Parque no es

buena para albergar nutrias y que únicamente el Bidasoa reune actualmente

condiciones para ser ocasionalmente visitado por algún ejemplar.

El visón europeo

Distribución histórica:

Esta especie, que ocupó hasta mediados del siglo XIX gran parte de Europa

continental, ha visto reducida su área de distribución actual a tres núcleos. Un

núcleo nororiental formado por las poblaciones de visones que habitan en Estonia,

Rusia y Bielorrusia. Un núcleo suroriental en el este de Rumania. Y un núcleo

suroccidental en el que las poblaciones de visón ocupan algunos cursos y masas de

agua de los departamentos: Pyrénées Atlantiques, Landes, Gers, Gironde, Lot-et-

Garonne, Dordogne, Charente-Maritime, Charente, y las comunidades autónomas:

País Vasco, Navarra, La Rioja y Castilla y León.

En la CAPV está presente en los tres territorios históricos. Observaciones

recientes (1999-2003) sitúan a esta especie en las cuencas de los ríos Cadagua,

Ibaizabal, Nervión, Oka, Lea, Artibai, Deba, Urola, Oria, Bidasoa, Omecillo, Zadorra,

Inglares, Ega y Ebro (González-Esteban et al 2001, Tragsa 2001) (figura 5).

Desde mediados del siglo XIX la especie ha sufrido un acusado declive que

ha llevado a considerarla extinta en la mayor parte de los paises europeos. Se

estima que en la actualidad su área de distribución ha quedado reducida a un 20%

del área original. En el núcleo suroccidental se encuentra bien documentada la

94

reducción experimentada en Francia, en donde en el último siglo habría perdido un

75% del área original.

Desde su primera mención a mediados del siglo XX se conoce su presencia

en los tres territorios históricos en las principales cuencas (Ibaizabal, Deba, Oria,

Zadorra). Sin embargo, la escasez de registros continuados en el tiempo no permite

analizar con precisión la evolución que ha sufrido la distribución de la especie en la

CAPV. Únicamente en el río Zadorra se dispone de un conjunto de observaciones

que permiten afirmar que la especie ha mantenido su presencia en el tramo medio

desde mediados del siglo XX, habiendo desaparecido de este tramo en fechas muy

recientes (1990-95). De igual modo cabe destacar su ausencia de los tramos medios

y bajos de los ríos Oria, Deba e Ibaizabal en donde se recogieron las primeras citas

para la especie en la Península.

Distribucion actual en el Parque:

En los ríos del Parque no se dispone de observaciones recientes de esta especie.

Sin embargo la captura de algunos ejemplares en los tramos navarros del Urumea

(en las proximidades de la localidad de Goizueta) y del Bidasoa (en las proximidades

de la localidad de Bera) en las últimas pospecciones realizadas en Navarra y en el

conjunto del Estado (Gosálbez et al. 1995, Tragsa 2001), así como el hallazgo en los

últimos años (1998, 1999) de algunos ejemplares atropellados junto al Bidasoa en

territorio navarro, permiten suponer que ambas cuencas cuentan con la presencia

estable de la especie y que los tramos de los cauces principales que discurren por el

Parque pueden estar siendo frecuentados por algunos ejemplares.

Factores de amenaza

Al igual que la nutria el visón europeo desarrolla todo su ciclo vital en el ecosistema

fluvial por lo que es posible achacar a la alteración de sus condiciones naturales el

acusado declive que la especie ha experimentado en los últimos años en todo su

área de distribución.

Los primeros factores que propiciaron la rarefacción de la especie en la CAPV

fueron la contaminación de las aguas por vertidos urbanos e industriales y la

alteración de cauces y márgenes de los ríos mediante la ocupación de éstos por

95

edificaciones e infraestructuras, o bien mediante dragados y canalizaciones. Estas

afecciones alcanzan su mayor grado de incidencia en los cauces principales de

todas las cuencas, especialmente en la vertiente atlántica en donde la abrupta

orografía propicia que se de una alta densidad urbana e industrial en los fondos de

valle. Así podemos encontrar grandes tramos profunda e irreversiblemente alterados

en los ríos Cadagua, Nervión, Ibaizabal, Deba, Urola, Oria y Urumea. En la vertiente

mediterránea es especialmente notable la contaminación de los ríos Ebro (en todo

su recorrido) y Zadorra (aguas abajo de Vitoria), pero ambos conservan amplios

tramos con la vegetación de ribera poco alterada, haciendo posible la persistencia

de poblaciones de visón europeo. El efecto que como factor limitante ejerce la

contaminación de las aguas ha sido en ocasiones cuestionado al afirmar que la

presencia de visones en tramos notablemente contaminados evidencia un cierto

grado de tolerancia. No obstante, cabe pensar, a falta de información específica al

respecto, que la contaminación de las aguas, ya sea orgánica o inorgánica,

disminuye la productividad del ecosistema fluvial y ha de afectar negativamente a un

consumidor secundario, como es el visón europeo.

Además de la contaminación, la pérdida de calidad del medio fluvial está

ocasionada por las modificaciones hidrológicas que producen las derivaciones para

uso hidroeléctrico y las detracciones para riego. En el apartado referido a la nutria se

ha comentado en detalle la afección producida por estos usos.

Una alteración biológica, la incorporación del visón americano al medio fluvial

vasco, se perfila como un importante factor de amenaza. El visón americano llegó a

Europa entre los años 1920 y 1930. A Francia en 1926 y en 1958 se instaló la

primera granja peletera de esta especie en el estado español. Actualmente es un

animal común en estado silvestre en gran parte de Europa, lo que evidencia su gran

capacidad colonizadora. El impacto negativo que sobre las poblaciones de visón

europeo se atribuye a esta especie se ha explicado mediante la existencia de

exclusión competitiva. El visón americano es más grande y prolífico que el visón

europeo y las dos especies tienen nichos prácticamente idénticos, por lo que su

coincidencia en un mismo lugar debería conducir a la exclusión del segundo. Sin

embargo es oportuno señalar que el visón europeo había comenzado a rarificarse y

desaparecer de ciertos paises antes de la llegada del visón americano.

96

Posiblemente la introducción de este animal ha acelerado la rarefacción de la

especie europea pero no la ha provocado.

La incorporación del visón americano a la fauna silvestre de la CAPV se

produce cuando en torno a 1980 se instalan las primeras granjas. La escasa

viabilidad de la mayor parte de ellas hizo que desaparecieran a principios de los 90,

manteniéndose hoy activas únicamente dos (una en el municipio de Mutriku y otra

en el municipio de Getaria, ambas en el Territorio Histórico de Gipuzkoa). A

diferencia de lo ocurrido en otras comunidades autónomas (Galicia, Castilla-León,

Cataluña) las fugas de animales que inevitablemente se producen en estas dos

explotaciones no han originado poblaciones estables y abundantes. El éxito de la

implantación de esta especie se ha vinculado a que el grupo fundador esté

constituido por un número de individuos suficientemente elevado, producto de una

suelta o de una fuga masiva, suceso éste del que no se tiene noticia hasta la fecha

en la CAPV.

Actualmente en la CAPV, tan solo en las cuencas de los ríos Zadorra y Baias

se encuentran poblaciones estables de visón americano. De confirmarse el efecto

negativo del americano sobre el europeo, esta podría ser una de las causas de la

desaparición de este último en el tramo medio del Zadorra y de su ausencia en el

Baias.

En el Estado existen poblaciones asilvestradas en Galicia, Cataluña, Aragón,

Castilla-León, Castilla-La Mancha y Madrid, habiéndose constatado su expansión en

los últimos 20 años. Recientemente se ha observado la presencia de visón

americano en el sur de Francia, en el departamento Pyrénées Atlantiques, y en el

norte de Navarra, por lo que se puede hablar hoy de la existencia de dos zonas de

contacto entre las áreas de distribución de ambas especies de visones: una en

Burgos y la ya mencionada en el norte de Navarra. De continuar su ritmo de

expansión el visón americano colonizará en pocos años los ríos en los que aún

habita el visón europeo.

En el Parque el río Bidasoa podría actuar como via de entrada del visón

americano.

Se ha especulado con la posibilidad de que una enfermedad no identificada

sea la causante de la regresión sufrida por la especie en Francia. En el caso de la

población ibérica de visón europeo la evolución que ha sufrido su distribución, según

97

se desprende de las distintas recopilaciones publicadas no sugiere que haya sufrido

en los últimos 50 años epizootia alguna. Mención aparte merece la enfermedad

aleutiana. Recientemente se han detectado visones europeos seropositivos en

Álava, siendo el posible origen de la infección las granjas de visón americano hoy ya

inactivas. Se atribuye a esta enfermedad una mortalidad directa baja, por lo que

cabe señalar a esta enfermedad como uno más de los factores que pueden estar

contribuyendo a la rarefacción del visón europeo.

Aptitud de los ríos del Parque para albergar poblaciones de visón europeo

El visón europeo vive de forma sedentaria en cursos de agua, lagos, embalses,

marismas y terrenos pantanosos en los que las riberas están recubiertas de

vegetación densa. A diferencia del visón americano no se han encontrado visones

viviendo en la costa. Este animal presenta una dieta carnívora oportunista basada en

vertebrados que captura en el agua y en las riberas de las masas de agua que

habita. Las hembras adultas ocupan pequeños tramos fluviales (1-2 km) contíguos y

sin solapamiento por los que muestran gran fidelidad a lo largo de todo el año. Los

machos deambulan por tramos de río mucho mayores (en ocasiones de longitud

superior a los 10 km), que contienen a los territorios de las hembras, sin mostrar

persistencia en la ocupación de una zona concreta del río, por lo que las áreas de

campeo de varios machos pueden solaparse ampliamente. En ríos con poblaciones

prósperas se han registrado densidades de entre 5 y 12 individuos cada 10 km de

tramo fluvial y en poblaciones en declive se han observado densidades de 0,5-2

individuos cada 10 km.

En función de esta descripción toda la red hidrográfica del Parque, salvo las

zonas de cabecera en las que las cadenas tróficas tienden a ser cortas y poco

productivas, podría considerarse como área de distribución potencial para la

especie. Al igual que en el caso ya comentado de la nutria los problemas derivados

del aprovechamiento hidroeléctrico condicionan la capacidad de los ríos para el

establecimiento de los visones. No obstante su menor tamaño (los machos apenas

alcanzan un peso de 900 gramos) y el amplio espectro de su dieta deberían hacer

posible que en los ríos del Parque hubiese una pequeña población de visones de

forma estable. Circunstancia que actualmente no se da. Como ya se ha comentado,

las observaciones disponibles permiten únicamente suponer que en determinadas

98

épocas del año podemos contar en el Parque con la presencia de algunos

dispersores provenientes de la población navarra.

En la red hidrográfica del Parque y su entorno destaca el corredor fluvial

formado por los ríos Urumea, Epele, Ursoko y Urruzuno, en donde la baja densidad

de población, la calidad del agua, el mantenimiento de la vegetación de ribera en

gran parte de los tramos y el hecho de que en la parte navarra de la cuenca existan

visones, hacen difícil explicar la ausencia estable de la especie. El tramo del Bidasoa

en el Parque merece igual consideración, dado que cuenta con fuentes de

alimentación, escasa presencia humana y existe una población de visones en la

parte superior de la cuenca. Sin embargo cabe destacar, como ya se comentó en el

caso de la nutria, el notable deterioro de algunos tramos de la orilla guipuzcoana de

este río, que no obstante se ve mitigado por el excelente estado de la cobertura

vegetal arbustiva y arbórea de la francesa.

En la cuenca del Oiartzun los arroyos Sarobe, Karrika, Tornola y Arditurri

cuentan con condiciones favorables para la especie y junto con el río Oiartzun

forman un corredor relativamente extenso (de aproximadamente 20 km), que, no

obstante, presenta algunos "puntos negros" en las travesías de las localidades de

Iturriotz, Altzibar, Oiartzun y Ugaldetxo, en donde la contaminación del agua, las

ocupaciones del cauce, los encauzamientos, la eliminación de la vegetación ribereña

y la presencia continua de perros en el cauce pueden condicionar negativamente la

presencia de la especie. Cabe añadir que se desconocen las características del

comportamiento dispersivo del visón europeo, por lo que resulta difícil valorar si el

aislamiento geográfico de esta cuenca con respecto a sus cuencas vecinas impide la

llegada de dispersores. Sin embargo dos observaciones de visones europeos en el

sur de Navarra en zonas extremadamente secas, a 5 y 6 km del río más cercano,

permiten suponer que la especie es capaz de realizar desplazamientos dispersores

por zonas aparentemente desfavorables, y por tanto entra dentro de lo posible el que

alcancen la cuenca del Oiartzun desde el Bidasoa o el Urumea.

99

El desmán

Distribución histórica: El desmán es un endemismo europeo presente en la Península Ibérica en la mayor

parte de los ríos de la región Eurosiberiana y mitad norte de Portugal. Se encuentra

también en algunos tramos fluviales asociados a los sistemas montañosos Ibérico y

Central. En Francia ocupa los ríos que discurren por la vertiente norte de los Pirineos

(Mitchell-Jones et al 1999).

Muestra una distribución fragmentada en todo su área de distribución (Nores

et al 1992), producto de un temprano aislamiento geográfico por causas naturales,

como evidencian las diferencias morfológicas que muestran las distintas poblaciones

(González-Esteban et al 1999), y acentuado muy recientemente por la degradación

del ecosistema fluvial.

En la CAPV se tiene constancia de su presencia en los últimos 20 años en los

ríos Endara, Oiartzun, Urumea, Leitzaran, Agauntza, Berroci y Ayuda (figura 6) a

través de la recopilación de capturas esporádicas en los muestreos de peces y

cangrejos que las diputaciones forales realizan periódicamente y de hallazgos de

animales muertos en los canales de las minicentrales hidroeléctricas.

Recientemente (año 2001), la primera prospección estandarizada realizada en

la CAPV mediante trampeo (González-Esteban y Villate 2001 a) únicamente pudo

confirmar su presencia en los ríos Amundarain, Aia-Iturrieta y Leitzaran (figura 6).

Distribución actual en el Parque: El desmán se encuentra presente en el Parque en el río Añarbe y muy

probablemente en algunos tramos de la cuenca del Oiartzun que aun conservan

características idóneas para los desmanes: en los arroyos Karrika, Tornola y

Penadegi (figura 7).

Factores de amenaza El desmán mantiene aún poblaciones estables en gran parte de los ríos de

Cantabria, Burgos, La Rioja y Navarra, por lo que cabe suponer que en el primer

tercio del siglo XX, antes de que se produjese el notable crecimiento demográfico e

industrial que experimentó la CAPV, todos los ríos vascos contaran con desmanes.

100

El desmán se alimenta de macroinvertebrados bentónicos, principalmente de

efemerópteros, plecópteros y tricópteros (Castién y Gosálbez 1995). Estudios sobre

su comportamiento han revelado que a pesar de que se encuentran bien adaptados

al medio acuático (pelaje, hocico, uñas, forma hidrodinámica) no capturan su

alimento de forma eficiente y únicamente pueden sobrevivir en aquellos ríos que

disponen de una comunidad bentónica rica, diversa y en la que abunden las presas

grandes (Richard 1985), condiciones éstas que solo se dan en el curso alto de ríos

con un estado de conservación excelente. Por ello todos los usos y actividades que

ocasionen (al menos) la disminución del alimento disponible (contaminación del

agua, tanto orgánica como inorgánica, detracciones de caudal, modificaciones de la

interfase tierra-agua) condicionan la supervivencia del desmán. No es de extrañar

por tanto que las fuertes modificaciones que sufrieron los ríos vascos en el

transcurso de los dos tercios finales del siglo XX condujeran primero a la

fragmentación de sus poblaciones y después a la desaparición de la especie de gran

parte de la red hidrográfica.

El desmán es especialmente sensible a las modificaciones hidrológicas que

producen las detracciones de caudal para aprovechamiento hidroeléctrico, ya que a

la disminución de la disponibilidad de alimento asociada a esta actividad (ya

detallada al comentar este tipo de afecciones en el caso de la nutria), se unen las

continuas variaciones en el nivel del agua, lo que conlleva una inestabilidad

permanente en las orillas incompatible con la estrategia de uso del espacio del

desmán. Éste es un animal sedentario, relativamente longevo para su tamaño

(supera generalmente los 3-4 años de edad, González-Esteban et al. 2002), que

mantiene una gran fidelidad por su territorio y por los nidos que ocupa (siempre

situados en la orilla). Los buenos lugares para situar el nido son un recurso muy

escaso, dado que deben ofrecer al desmán la posibilidad de acceso y reposo

seguros. El hecho de que los mismos nidos sean ocupados por sucesivas

generaciones de desmanes en un mismo tramo de río evidencia la importancia de

este recurso. Las variaciones del nivel del agua asociadas a los embalsamientos,

detracciones y restituciones que realizan las minicentrales provocan que dicho

recurso sea aún más escaso e incluso inexistente en todo el tramo afectado.

De este modo el aprovechamiento hidroeléctrico, a través de la disminución

de la disponibilidad de alimento y de refugio, conduce a la desaparición del desmán,

101

independientemente de que en el tramo afectado el agua presente unos parámetros

de calidad excelentes o de que la vegetación ribereña esté bien conservada.

Cabe señalar también el peligro que suponen los canales de derivación de las

minicentrales, algunos de los cuales alcanzan longitudes de varios kilómetros. Las

rejas que impiden el acceso de los materiales que arrastra el agua, tanto al canal de

derivación como a la cámara de carga, no impiden el paso de los desmanes y estos

acaban muriendo de hambre en los canales, muriendo al salir de dichos canales y

no poder regresar al río o muriendo al ser turbinados. Es difícil evaluar la importancia

de la mortalidad que pueden llegar a producir estas estructuras sobre una población,

únicamente podemos asegurar que estas muertes se producen: existe constancia de

al menos dos desmanes muertos en las centrales del Parque (uno en la central de

Mendaratz y otro en la de Portuberri).

Por último mencionar como factor de amenaza la pesca furtiva mediante artes

prohibidas (nasas, butrones, trasmallos), actividad que aún se realiza con asiduidad

en determinados ríos en la CAPV y que ha debido ocasionar la muerte de muchos

desmanes, dada la facilidad con que estos animales son capturados por dichos

aparatos. Es necesario señalar que la densidad de las poblaciones de desmán es

relativamente baja (entre 3 y 5 animales / km), por lo que cualquier circunstancia que

reste efectivos a las aisladas y pequeñas poblaciones que hoy subsisten ha de ser

considerado como un grave factor de amenaza.

Aptitud de los ríos del Parque para albergar poblaciones de desmán Se considera que, de modo general, los factores que limitan su presencia son la

pendiente (el desmán estaría presente en tramos con pendiente superior a los 10

m/km), la velocidad de la corriente (por encima de 0.2 m/s), el caudal mínimo estival

(por encima de 200 l/s) y su regularidad (Nores et al. 1992).

De este modo podemos restringir el área de distribución potencial de la

especie en el Parque al tramo del río Añarbe que se encuentra aguas arriba del

embalse y a los arroyos Epele, Ursoko, Karrika, Tornola, Penadegi, Arditurri y

Endara.

En la cuenca del Urumea existen dos poblaciones de desmanes aisladas

irreversiblemente por el embalse de Añarbe. Una de ellas en la parte alta del

Urumea en territorio navarro y la otra en el río Añarbe y en las regatas Elama y

Urdallus. La primera población encuentra, aguas abajo de la localidad de Goizueta,

102

la barrera natural de unas características morfológicas del río (en cuanto a pendiente

y velocidad del agua) poco propicias para los desmanes. Si a esta circunstancia le

unimos el hecho de que en el tramo guipuzcoano (desde la confluencia con el

Añarbe hasta la confluencia con el Epele, 14 km) existen 6 presas y 6 tramos

derivados podemos afirmar que las regatas Epele y Ursoko están aisladas de los

tramos de la parte alta de la cuenca y la ausencia de desmanes en ellas está

plenamente justificada. Ambas regatas cuentan con una buena calidad de agua y un

buen estado de conservación de las riberas, pero tan solo cuentan con tramos

"útiles" para el desmán de aproximadamente 3 km (Epele) y 2 km (Ursoko).

Probablemente los pequeños grupos de desmanes que han ido quedando aislados

en tramos de buena calidad de hábitat, pero muy pequeños, han ido desapareciendo

como producto de la homocigosis y la consiguiente disminución de la tasa

reproductora (un tramo de 2 km, en el mejor de los casos, podría contener entre 6 y

10 desmanes). Sin embargo hay que tener en cuenta que, pese a que se conocen

bien el comportamiento espacial y los requerimientos ambientales de la especie, no

existen estudios acerca del tamaño de población mínima viable y tampoco se

conocen las características de sus movimientos dispersivos, por lo que todas estas

consideraciones relativas al aislamiento y a la ausencia de los desmanes de

determinados tramos deben ser tomadas con relativa cautela.

La población estable de desmanes del Añarbe se encuentra aguas arriba de

la presa, que situada en Navarra, abastece a la central de Berdabio. Aguas arriba de

esta presa se capturaron 7 desmanes en las inmediaciones de la confluencia de las

regatas Elama y Urdallus en julio del 2002, y se han recogido excrementos de

desmán en ambas regatas en distintas épocas del año. Aguas abajo de la presa no

se capturó ningún individuo en el muestreo realizado en el año 2001, ni se hallaron

excrementos en las prospecciones realizadas en los años 2001 (julio, diciembre) y

2002 (mayo, agosto), años éstos en los que la escasez de lluvia y las detracciones

de caudal para la producción de energía eléctrica provocaron una reducción extrema

del caudal circulante en el tramo guipuzcoano, dejando el río prácticamente seco en

algunos puntos y por tanto sin posibilidad de ser ocupado por los desmanes.

En este río, en marzo de 2003, tras un invierno relativamente lluvioso, el

caudal sobrante de las concesiones que ha circulado por el cauce se asemeja al

caudal esperable en condiciones naturales en un río de estas características y los

desmanes han podido ocupar los tramos que se encuentran aguas abajo de las

103

presas, circunstancia que hemos podido confirmar al encontrar varios acúmulos de

excrementos en el tramo que discurre entre las centrales de Berdabio y Okillegi.

Este hecho evidencia como la asignación de caudales ecológicos sin contar con

estudios científicos rigurosos del ecosistema fluvial (no simplemente hidrológicos),

en el que se considere la dinámica de todos sus componentes (abióticos y bióticos),

puede poner en peligro una especie animal. Cabe señalar aquí que el desmán se

encuentra actualmente en la CAPV en una situación crítica, al borde de la

desaparición (González-Esteban y Villate 2001 a), y que todos los especialistas

defienden actualmente que este diagnóstico se puede hacer extensivo a todo su

área de distribución.

En cuanto a los arroyos de la cuenca del Oiartzun, no se tiene constancia

reciente de la presencia del desmán en ellos. Pero dado que Karrika, Tornola y

Penadegi conservan unas excelentes condiciones en cuanto a calidad de agua y

conservación de las márgenes, en los dos primeros se ha abandonado el

aprovechamiento hidroeléctrico y forman en su conjunto un corredor relativamente

extenso (12 km), cabe pensar que aún cuenten con desmanes, aunque la dificultad

de su detección en las últimas prospecciones hace pensar que la población puede

estar compuesta por muy pocos individuos.

Es oportuno mencionar, que en esta cuenca existen actualmente, orlando las

cabeceras de las regatas Karrika, Urdantxabaleta, Penadegi y Martuzenegi,

plantaciones forestales "de aprovechamiento prioritario" o "próximas al turno". Es

necesario, dado que estas plantaciones se asientan sobre pendientes muy

pronunciadas, preservar los lechos de las regatas del aporte de materiales (tierra,

arena, grava) que podría originar la extracción de la madera. El aporte de dicho

sedimento fino afectaría negativamente a la comunidad de macroinvertebrados

bentónicos, reduciendo la disponibilidad de alimento para los desmanes.

Por último en la regata Endara, en la que se conocía la presencia de la

especie a principios de la década de los 80 (Castién y Mendiola 1985), no se

dispone de observaciones recientes de desmán. Para esta regata la construcción del

embalse de San Antón (en 1986) ha supuesto una notable modificación de su

régimen de caudales. Este se encuentra condicionado por el nivel de llenado del

embalse y con el agravante de que en condiciones de llenado parcial el embalse

libera agua de fondo con la composición química alterada y cuando el embalse se

encuentra lleno aporta agua de la superficie, a través de los aliviaderos, con gran

104

cantidad de algas. Esta última situación se ha producido a mediados de marzo de

2003, encontrándonos con caudal muy bajo, propio de un estiaje severo, aunque el

invierno se puede calificar de lluvioso, y con el lecho cubierto de algas en la mayor

parte de su superficie, circunstancia ésta que reduce notablemente las poblaciones

de los macroinvertebrados de los que el desmán se alimenta. Otro factor negativo

para la presencia de desmanes es que la regata se haya aislada de otras regatas

de la cuenca del Bidasoa que cuentan con desmanes. Este aislamiento lo provocan

las condiciones naturales del río Bidasoa en el tramo donde confluye con el Endara

(pendiente < 1 m/10 km, lecho con predominio de sedimiento fino) y se agrava por la

concatenación aguas arriba de la confluencia de tramos afectados por el

aprovechamiento hidroeléctrico. Por ello, dadas estas condiciones y las reducidas

dimensiones del tramo útil para los desmanes (5 km) es poco probable que la regata

cuente actualmente con desmanes y es muy difícil que llegue a ser recolonizada de

forma natural.

105

Áreas de elevado interés faunístico

Dada la fragilidad del ecosistema fluvial y el hecho de que es utilizado como corredor

y refugio por un gran número de especies de vertebrados, toda la red hidrográfica

del Parque precisa de una especial atención y protección que garantice el

mantenimiento de los componentes y procesos propios de este ecosistema. No

obstante, cabe destacar como áreas de elevado interés faunístico, en función de su

aptitud para albergar poblaciones de nutria, visón europeo y desmán, los siguientes

tramos fluviales (figura 8):

1. Arroyo Epele: todo el tramo que discurre por el Parque

2. Arroyo Ursoko: todo el tramo que discurre por el Parque

3. Río Urumea: todo el tramo que discurre por el Parque

4. Río Añarbe: desde su entrada en el Parque hasta el inicio de la cola del embalse

en el puente de Urraide

5. Arroyo Karrika: todo el tramo que discurre por el Parque

6. Arroyo Baztela

7. Río Oiartzun: todo el tramo que discurre por el Parque

8. Arroyo Tornola

9. Arroyo Penadegi

10. Arroyo Urdantxabaleta

11. Arroyo Martuzenegi: todo el tramo que discurre por el Parque

12. Arroyo Arditurri

13. Arroyo Endara: todo el tramo que discurre por el Parque

14. Río Bidasoa: todo el tramo que discurre por el Parque

106

Propuesta de actuaciones para recuperar y preservar las condiciones naturales del ecosistema fluvial en el Parque

Los requerimientos ecológicos de la nutria, el visón europeo y el desmán permiten

afirmar que de lograrse el mantenimiento de poblaciones estables de estas especies

en los ríos del Parque se garantizaría la conservación de una gran parte de su

biodiversidad característica.

El Plan Rector de Uso y Gestión en su apartado "Planificación hidrológica"

recoge distintos criterios y actuaciones, orientados a la conservación y recuperación

del ecosistema fluvial, que en líneas generales responden a las necesidades que

demanda la conservación de las tres especies estudiadas. Sin embargo, para

garantizar la efectividad de esas medidas es necesario formular de forma más

precisa dichas actuaciones. La nueva información obtenida permite realizar la

siguiente propuesta de actuaciones.

1. Realización del deslinde del dominio público hidráulico en toda la red hidrográfica

del Parque. Esta es una acción primordial para el control y protección de las

márgenes.

2. Revisión de los caudales mínimos ecológicos asignados a las concesiones de

agua para aprovechamiento hidroeléctrico. Para ello deberá realizarse un estudio

que, contemplando el conjunto de elementos que componen el ecosistema (bióticos

y abióticos), determine las necesidades reales de agua para que el río mantenga

todas sus funciones y procesos.

En el caso de que la actividad de alguna de las minicentrales fuese

incompatible con la conservación de la biodiversidad del río, el Órgano Gestor del

Parque deberá promover el cese de dicho aprovechamiento.

3. En toda la red hidrográfica del Parque y especialmente en los tramos designados

como áreas de especial interés faunístico, el Órgano Gestor del Parque deberá

instar a los organismos competentes a que no autoricen nuevos aprovechamientos

hidroeléctricos.

107

4. El Órgano Gestor del Parque solicitará la caducidad de las concesiones de aguas

en los casos en que se advierta el incumplimiento de las condiciones esenciales o

plazos en ellas previstos, o la interrupción permanente de la explotación por un plazo

superior a tres años consecutivos.

5. Eliminación de las captaciones de agua ilegales actualmente existentes. Es

práctica habitual el aprovechar los canales de derivación de las centrales

hidroeléctricas para recoger el agua de todas las pequeñas regatas que cortan a su

paso, privando a extensas superficies de terreno de los puntos de agua necesarios

para que puedan albergar su biodiversidad característica. Un buen ejemplo lo

encontramos en la recogida de aguas que realiza el canal de Domiko en el robledal

de Endara (área catalogada en el PRUG como Zona de Reserva). El impacto de

estas captaciones llega a reducir de forma notable el agua que circula por el arroyo

Urtzan, llegándo éste habitualmente seco al Endara, y priva de puntos de agua

corriente a los anfibios de una amplia zona del robledal.

6. Eliminación de la obra civil asociada a concesiones de agua extintas: presas,

azudes, derivaciones, canales, tuberías, depósitos y edificios, y de todas aquellas

presas y azudes que no cuentan con autorización del organismo competente.

7. Todos los canales de derivación que discurren a cielo abierto por el Parque

deberán ser cubiertos, de manera que no constituyan una barrera o trampa para los

pequeños vertebrados.

8. Los canales de derivación deberán contar en su inicio con un filtro o rejilla de luz

de malla inferior a 13 mm que impida el paso de los desmanes.

9. En los trabajos de extracción de madera de las plantaciones forestales situadas

en las márgenes de los tramos fluviales designados como áreas de elevado interés

faunístico se tomarán las medidas oportunas para evitar el aporte de materiales finos

(tierra, arena, grava) a los cauces. Para ello la saca deberá realizarse sin la

construcción de nuevas vías y no se aprovecharán los árboles cuyos pies disten

menos de 20 metros de la orilla.

108

10. Seguimiento de las poblaciones de nutria, visón europeo, visón americano y

desmán. Se establecerá un sistema de monitoreo que ofrezca información periódica

sobre el estado de las poblaciones. Estos sondeos se realizarán con una

periodicidad mínima de dos años.

11. Dada la crítica situación en la que se encuentra el desmán del Pirineo en la

CAPV, la distribución histórica que esta especie ha mantenido en el Parque y las

excepcionales condiciones que aún ofrecen sus ríos y arroyos, es éste un escenario

idóneo para realizar trabajos orientados a la recuperación de sus poblaciones. Por

ello, en el ámbito de las áreas de elevado interés faunístico designadas en este

documento, se diseñará y ejecutará un Plan de Reintroducción y Reforzamiento de

las poblaciones de esta especie. Este plan deberá contemplar la cría en cautividad,

la reintroducción y el reforzamiento de poblaciones en los ríos y arroyos en que sea

posible y preciso, y un programa de seguimiento.

109

Figura 1. Red fluvial del Parque Natural de Aiako Harria: tramos en rojo (arriba).

Tramos prospectados en el presente estudio: en verde (abajo).

110

Figura 2. Distribución de la nutria en la CAPV y provincias limítrofes a partir de la

información aportada por los trabajos de Ruiz-Olmo y Delibes (1998), tramos rojos, y

Mártinez-Lage y Urra (2000), tramos verdes.

111

WP

WNVN XN

XP

30T

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 09870

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0

1

Figura 3. Distribución de la nutria en la CAPV en el año 2001 (González-

Esteban y Villate 2001 b). En negro: estaciones de muestreo en las que no se

encontraron excrementos; en rojo: estaciones con excrementos.

112

Figura 4. Afección de las minicentrales hidroeléctricas sobre el tramo del río Urumea

que discurre por el Parque Natural de Aiako Harria. En rojo: tramos derivados; en

amarillo: tramos remansados por efecto de las presas.

113

Figura 5. Área de distribución actual del visón europeo en la CAPV y Navarra

(tramos de color rojo) (a partir de Maizeret et al. 1998, González-Esteban et al. 2001,

Tragsa 2001).

114

Figura 6. Distribución de las citas de desmán en la CAPV en el período 1980-1995 (arriba) Distribución de los tramos muestreados mediante trampeo en el año 2001 (González-Esteban y Villate 2001 a) (abajo). En amarillo: muestreos negativos; en rojo: captura de algún desmán.

115

Figura 7. Distribución del desmán en el Parque. En verde se señalan los tramos

muestreados en el presente estudio.

116

0 5 km

1

2

3

4

5

6 1011

9

8

712

13

14

Figura 8. Áreas de elevado interés faunístico (tramos azules) en función de su

aptitud para albergar poblaciones de nutria, visón europeo y desmán.

1. Epele, 2. Ursoko, 3. Urumea, 4. Añarbe, 5.Karrika, 6. Baztela, 7. Oiartzun, 8.

Tornola, 9. Penadegi, 10. Urdantxabaleta, 11. Martuzenegi, 12. Arditurri, 13. Endara

y 14. Bidasoa.

117

Desmán capturado en el arroyo Elama (afluente del Añarbe) en julio de 2002 y tramo

del Añarbe guipuzcoano en el que habitan los desmanes en las épocas en las que el

caudal circulante, excedente del aprovechamiento hidroeléctrico, se asemeja al

propio de un río de sus características en condiciones naturales.

118

Las presas de las centrales hidroeléctricas modifican sustancialmente las

condiciones naturales del río. Aguas arriba de la presa la disminución de la velocidad

de la corriente, el incremento de la profundidad y las variaciones del nivel del agua

son los responsables de la pérdida de riqueza y diversidad de la comunidad del

bentos y de toda la cadena trófica que ésta soporta.

En la imagen, presa de la C.H. Santiago (arriba) y de la C.H. Arranbide (abajo),

ambas en el río Urumea.

119

Aguas abajo de las presas, en el tramo derivado, la escasez de caudal condiciona

negativamente la integridad del ecosistema fluvial.

A modo de ejemplo, se observa en la imagen superior como, por efecto de la presa

de Penadegi, la mayor parte del arroyo Martuzenegi circula por un estrecho canal.

En la imagen inferior se observa el río Urumea 200 m antes de llegar a la C.H

Mendaratz. El río presenta, en este tramo derivado, las condiciones propias de la

época de estiaje a pesar de que la fotografía está tomada tras un invierno

relativamente lluvioso (febrero 2003).

120

Los canales de derivación actuan como trampas para un gran número de especies de vertebrados, entre ellas el desmán. Es necesario colocar estructuras que impidan de manera efectiva el acceso de los animales al canal. Canal de la C.H. Mendaratz (arriba), canal de Domiko (abajo) y toma de agua de la presa de la central de Portuberri (arroyo Penadegi) (centro) provista de una reja inapropiada para impedir el acceso a pequeños vertebrados. Algunas tomas, como la de la presa de Penadegi, no cuentan con filtro alguno.

121

La obra civil asociada a concesiones de agua extintas o a aprovechamientos

actualmente inactivos (presas, azudes, canales) afecta negativamente al ecosistema

fluvial del Parque, por lo que debería ser eliminada.

En las imágenes, la presa de la central de Portuberri (arroyo Penadegi) (arriba), la

presa de la central de Galtzaraberri (arroyo Karrika) (abajo, izquierda) y una presa

en el tramo final del arroyo Ursoko (abajo, derecha), todas ellas sin uso.

122

Algunos canales de derivación de minicentrales hidroeléctricas recogen el agua de las pequeñas regatas que cortan a su paso, funcionando además como colectores del agua de escorrentía. Este hecho priva a extensas zonas del agua necesaria para el correcto funcionamiento de los ecosistemas. En la imagen, tres tomas de agua en el canal de Domiko a su paso por el robledal de Endara (área que el PRUG reconoce como Zona de Reserva). Estas tomas dejan sin agua al arroyo Urtzan y afectan notablemente a los pequeños vertebrados (principalmente a los anfibios) de gran parte del robledal (fotografías tomadas en marzo de 2003).

123

La construcción en los años 80 del embalse de San Antón ha supuesto la pérdida de las condiciones naturales de la regata Endara y la desaparición de la población de desmanes que allí habitaba. El caudal circulante es exiguo la mayor parte del año y el agua aportada por el embalse a la regata es de baja calidad. En las imágenes, el Endara circula con muy bajo caudal por pequeños canales excavados en el lecho del arroyo (arriba, centro-izquierda, abajo-izquierda). En febrero-marzo de 2003, tras un aporte de agua de la superficie del embalse, gran parte del lecho del arroyo (en todo su recorrido hasta la confluencia con el Bidasoa), incluso las zonas en las que la corriente es mayor, se presenta cubierto de algas (centro-derecha y abajo-derecha), disminuyendo de este modo las condiciones propicias para mantener una comunidad bentónica rica y diversa.

124

El aprovechamiento forestal, en terrenos con elevada pendiente próximos a los ríos, puede ocasionar el aporte de sedimento fino al lecho de éstos, ocasionando la disminución de la calidad del hábitat para la fauna. En la imagen superior trabajos de limpieza de residuos tras una corta "a hecho" en las márgenes del río Añarbe y la regata Okillegi (marzo de 2003). La profusión de pistas y el uso del fuego han destruido el suelo, la cubierta arbustiva y la vegetación arbórea autóctona de las vaguadas, favoreciendo notablemente la erosión. Circunstancia ésta especialmente grave en una cuenca abastecedora de agua potable. En la imagen inferior se observa un ejemplo de malas prácticas agrarias que pone en peligro el ecosistema fluvial (arroyo Zamalbide, cuenca del Oiartzun, febrero 2003). El vertido de purines en las márgenes de un arroyo supondrá un aporte de nutrientes que contribuirá a la eutrofización del agua y a la pérdida de riqueza y diversidad de las comunidades animales.

125

Imágenes que reflejan el deterioro de las márgenes en algunos tramos fluviales del Parque. La ocupación de las márgenes con pequeñas explotaciones agrarias (corral en la orilla del Tornola, cuenca del Oiartzun, marzo de 2003, arriba), el aprovechamiento ganadero del dominio público hidráulico (ribera del Bidasoa, centro, marzo de 2003) y el acondicionamiento como zona de recreo (merendero en la orilla del Tornola, cuenca del Oiartzun, abajo, marzo de 2003) modifican la morfología de las riberas interrumpiendo el corredor natural que ofrece alimento y refugio a un gran número de animales.

126

Otros ejemplos de degradación de las riberas en tramos fluviales del Parque son la limpieza de vegetación (eliminación de la cubierta arbustiva en un tramo de 300 m en la margen derecha del Tornola en el invierno de 2003, imagen superior) y el uso del dominio público hidráulico para usos no autorizados (cargadero de madera en la ribera del Bidasoa, dentro del Parque, que supone un aporte continuo de material y genera inestabilidad en el talud; marzo de 2003; imagen inferior). Estas afecciones, al igual que las referidas en la página anterior, pese a su aparente carácter puntual, suponen la pérdida de una parte significativamente importante del ecosistema fluvial del Parque y dado que éste es el único corredor efectivo de que dispone gran parte de la fauna del Parque, su progresivo deterioro condiciona su supervivencia.

127

Actuaciones de mayor envergadura que las anteriores pueden llegar a suponer la

desaparición de la ribera (pista construida sobre la margen derecha del Arditurri,

cuenca del Oiartzun; 2003; imagen superior) o incluso del río (tramo final del arroyo

Epele, cuenca del Urumea; 2003; imagen inferior).

128

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