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⭐CONSERVACIÓN VEGETAL COMITÉ ESPAÑOL UICN
CONSERVACIÓN VEGETAL COMITÉ ESPAÑOL UICN
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Carmen Iglesias de la Fuente
1 S E BCP CONSERVACIÓN VEGETAL COMITÉ ESPAÑOL UICN Unión Mundial para la Naturaleza Boletín de la SOCIEDAD ESPAÑOLA DE BIOLOGÍA DE LA CONSERVACIÓN DE PLANTAS Órgano de comunicación de la COMISIÓN DE FLORA del COMITÉ ESPAÑOL DE UICN Mayo de 2007 Número 11 S U M A R I O Hacia una Estrategia Española para la Conservación de las Plantas Herramientas para evaluar el impacto sobre la flora de proyectos El Jardí Botànic Marimurtra Los albardinares de Ciudad Real Hallazgo en Granada de Krascheninnikovia ceratoides Carex helodes en Sevilla La esparraguera marina, especie en peligro crítico PANORAMA AUTONÓMICO Bases genéticas para la conservación de la flora de Aragón, I Conservación de la flora amenazada en el PN de Picos de Europa Asturias DOSSIER La flora amenazada del PN de Ordesa y Monte Perdido Aparecen los primeros Planes de Recuperación canarios Erradicación de Carpobrotus en Menorca SIN FRONTERAS La conservación de las plantas australianas en la encrucijada MÁXIMO RIESGO Luces y sombras en la conservación de Astragalus nitidiflorus NOVEDADES DE LA SEBCP HACIA UNA ESTRATEGIA ESPAÑOLA PARA LA CONSERVACIÓN DE LAS PLANTAS Aspecto de las sesiones durante la celebración del simposio (J.C. Moreno). En Noviembre de 2006, como continuación de un Simposio Internacional sobre la Conservación ex situ de la flora en el marco del Convenio sobre la Diversidad Biológica, la Fundación Areces patrocinó un segundo Simposio relacionado con los objetivos del CBD, con la colaboración del Jardín Botánico y de la Universidad de Córdoba, y con apoyo del Ministerio de Medio Ambiente Español. En esta ocasión, el objetivo consistió en la revisión del estado actual de cumplimiento a nivel internacional y de forma más particular en el Estado Español, de uno de los más ambiciosos programas intersectoriales del CBD: La Estrategia Mundial para la Conservación de las Plantas (GSPC). Nuestro país cuenta ya con una Estrategia Nacional de Biodiversidad, pero se considera necesario revisar en profundidad los objetivos de la GSPC o incluso proponer la elaboración de una Estrategia Nacional específica para la Conservación de Plantas que responda de forma más directa a las metas de la GSPC. Hay que recordar en este sentido que la VI Conferencia de las Partes del mencionado Convenio Internacional aprobó por unanimidad, en Abril de 2002, la puesta en marcha de esta Estrategia como nueva herramienta de trabajo intersectorial. Representa un compromiso para los países firmantes del Convenio cumplir con los dieciséis objetivos cuantitativos y específicos antes del La GSPC estimula la redacción y adopción de Estrategias Nacionales con el cometido de asegurar el cumplimiento de dichos objetivos. Estos son: (a) Comprender y fundamentar la diversidad de las especies vegetales, mediante: Una lista de trabajo ampliamente accesible de especies vegetales conocidas, como etapa hacia una flora mundial completa; Una evaluación preliminar de la situación de conservación de todas las especies vegetales conocidas a los niveles internacional, regional y nacional; Una elaboración de modelos con protocolos de conservación y utilización sostenible en base a la investigación y a la experiencia práctica; (b) Conservar la diversidad de las especies vegetales y para ello conseguir para 2010: Por lo menos el 10% de cada una de las regiones ecológicas del mundo conservadas con eficacia; Protección asegurada del 50% de las zonas más importantes del mundo de diversidad de las especies vegetales; Al menos el 30% de los terrenos de producción gestionados, en consonancia con la conservación de la diversidad de especies vegetales; El 60% de las especies amenazadas del mundo conservadas in situ; El 60% de las especies vegetales amenazadas en colecciones accesibles ex situ, de preferencia en el país de origen, y el 10% de ellas incluidas en los programas de recuperación y restauración; El 70% de la diversidad genética de cultivos y de otras especies vegetales importantes y socioeconómicamente valiosas conservadas, y los conocimientos locales e indígenas conexos mantenidos; Establecimiento de planes de gestión para al menos 100 de las principales NOTICIAS LIBROS Y PUBLICACIONES EN INTERNET Conservación Vegetal, 11 12 especies exóticas que amenazan a las especies vegetales, las comunidades vegetales y los hábitats y ecosistemas conexos; (c) Utilizar de la diversidad de especies vegetales de modo sostenible, asegurando que: Ninguna especie de flora silvestre esté en peligro de extinción por razón del comercio internacional; El 30% de los productos basados en especies vegetales, sean obtenidos de fuentes que son gestionadas de forma sostenible; El cese de la disminución de los recursos vegetales y de los conocimientos, innovaciones y prácticas de las poblaciones locales e indígenas conexos que prestan apoyo a medios de vida sostenibles, a la seguridad local alimentaria y a la atención sanitaria; (d) Promover la educación y concienciación acerca de la diversidad de las especies vegetales, mediante: La incorporación en los programas de comunicaciones, docentes y de concienciación del público de la importancia de la diversidad de las especies vegetales y de la necesidad de su conservación; (e) Crear la capacidad para la conservación de la diversidad de las especies vegetales, a través del: Incremento del número de personas capacitadas que trabajan en instalaciones adecuadas de conservación de especies vegetales, de acuerdo con las necesidades nacionales para lograr los objetivos de esta estrategia; Establecimiento o fortalecimiento de las redes para actividades de conservación de especies vegetales a los niveles internacional, regional y nacional. sectores implicados y la coordinación entre Administraciones e instituciones. Debe incorporar, además, planes de acción concretos, herramientas de trabajo, mecanismos de financiación y seguimiento, así como indicadores y sistemas de evaluación. Esta Estrategia debería ser el marco de referencia en el que las actividades desarrolladas por las diferentes Administraciones e instituciones converjan en un programa coordinado, a fin de lograr los objetivos marcados por la GSPC, así como de aquellos otros que se considere necesario incluir a fin de asegurar la conservación de la diversidad vegetal. Los participantes en el Simposio reconocen la necesidad de iniciar el proceso a través de las competencias y actividades del Comité de Flora y Fauna (dependiente de la Comisión Nacional de Protección de la Naturaleza). Desde esta plataforma debiera constituirse un grupo de trabajo al efecto, que integrara no sólo representantes de las Administraciones públicas responsables de la conservación de la diversidad vegetal, sino también a las instituciones, organizaciones y expertos relacionados con esta materia. Los sectores de la administración pública deberían considerar los ámbitos estatal y autonómico, y a fin de promover las políticas transversales necesarias para el cumplimiento de las metas de la GSPC, incluir no sólo representantes de las Administraciones responsables de Medio Ambiente sino también los de otros sectores relacionados, especialmente el agrario y el forestal. Entre otras organizaciones e instituciones públicas o privadas relacionadas con esta materia, debería contarse con la participación del Consejo Superior de Investigaciones Científicas (proyecto Flora Ibérica, Anthos), Universidades (Departamentos y Grupos de Investigación), Asociación Ibero Macaronésica de Jardines Botánicos (AIMJB), Sociedad Española de Biología de la Conservación de las Plantas (SEBCP), Sociedad Española de Briología (SEB), REDBAG (Red Española de Bancos de Germoplasma), Comité Español de UICN y otras ONGs comprometidas con la conservación de la diversidad vegetal. Complementariamente a estas conclusiones generales, el Simposio elaboró otras particulares que resumen el actual grado de cumplimiento en España de cada uno de los dieciséis objetivos de la GSPC. La Dirección General de Biodiversidad (Ministerio de Medio Ambiente) ha dado respuesta rápida a esta propuesta, convocando una primera reunión de un Grupo de Trabajo integrado por representantes de las Comunidades Autónomas, Confederaciones Hidrográficas y varios expertos, a fin iniciar el proceso de elaboración de la Estrategia. J. Esteban HERNÁNDEZ BERMEJO 1 & Jesús VAQUERO DE LA CRUZ 2 1 Catedrático de la Universidad Córdoba y Director del Jardín Botánico de Córdoba y del Banco de Germoplasma Vegetal Andaluz. 2 Técnico Asesor de la Dirección General de Biodiversidad, Ministerio de Medio Ambiente. Conclusiones generales del Simposio Como primera conclusión del Simposio se propuso trasladar al Ministerio de Medio Ambiente y a las Comunidades Autónomas, la necesidad de impulsar la conservación de la flora en el Estado Español, a través de la redacción y aplicación de una Estrategia Española para la Conservación de las Plantas (en adelante ECP), como respuesta estatal al compromiso adquirido por el Gobierno Español respecto a los objetivos de la GSPC en el marco del CBD. La ECP debería ser en esta materia, una oportunidad para establecer un mecanismo de coordinación eficaz entre la Administración Central y las Comunidades Autónomas. La ECP debe tener unos objetivos mínimos claros y realizables en plazo y dimensión, e incluir mecanismos que estimulen la participación de todos los HERRAMIENTAS CIENTÍFICAS PARA EVALUAR EL IMPACTO SOBRE LA FLORA EN PROYECTOS Y PLANES DE DESARROLLO Introducción La legislación promulgada para conservar la flora (internacional, nacional o autonómica), tiene como objetivo garantizar la supervivencia de las especies regulando las actividades que amenacen sus poblaciones y hábitats y ordenando sus aprovechamientos. Para ello, cuando se planifican sobre el territorio desarrollos o actividades se realizan informes técnicos que evalúan el impacto de éstos. En otros casos, para las especies con gran riesgo de extinción, se elaboran planes de conservación y manejo (http://www.uam.es/otros/consveg/legi slacion.html) que implican la evaluación del estado de sus poblaciones y hábitats y de los factores que las amenazan. En cualquiera de estos casos, la estimación de los tamaños poblacionales aparece como la medida para avanzar en la cuantificación del riesgo de extinción. Sin embargo, hoy contamos con nuevas herramientas que permitirían una verdadera gestión científica de la biodiversidad. En realidad, los gestores y responsables políticos están poco familiarizados con la mayor parte del avance realizado en el desarrollo de modelos destinados a la evaluación de impactos o el establecimiento de prioridades en conservación. Gran parte de esta escasa influencia de la ciencia de la Conservación sobre 2 Conservación Vegetal, 113 Inventario de la biodiversidad vegetal del area de estudio Especies protegidas por la Ley 8/2003 de Andalucía Ecología e Historia natural de la especie Caracterización del hábitat Identificación y localización de poblaciones Estudio demográfico: Censo de poblaciones Análisis de viabilidad de las poblaciones PLAN DE CONSERVACIÓN Figura 1. Plan metodológico seguido por el grupo de investigación Ecología de Zonas Áridas (Diciembre 2006) para la evaluación del impacto que sobre la flora protegida por la Ley 8/2003 de Andalucía supondrá el desarrollo de una planta de reciclaje en el curso bajo del Río Andarax (Almería). la Gestión se debe a que, incluso en el caso de las especies más amenazadas y carismáticas, transmitimos la idea de que todavía estamos lejos de tener un conocimiento completo de todos los factores que las afectan. No obstante, uno de los principios básicos que guían la práctica de la Biología de la Conservación es el de proporcionar soluciones sin esperar a generar nuevos datos. De acuerdo con este paradigma, mostramos en este artículo la aproximación que hemos seguido en la realización de un informe técnico para evaluar el impacto que un desarrollo planificado tendrá sobre tres especies protegidas del SE ibérico (Ley 8/2003 de 28 octubre de Andalucía), Euzomodendron bourgaeanum Coss., Salsola papillosa Willk. y Maytenus senegalensis (Lam.) Exell subsp. europaea (Boiss.) Rivas Mart. ex Güemes & M.B. Crespo. Dichas especies presentaron diversas problemáticas para evaluar el impacto sobre sus poblaciones debido a sus diferencias en cuanto a grado de endemicidad, disponibilidad de datos demográficos, ciclo de vida, abundancia/rareza local y situación biogeográfica de las poblaciones afectadas dentro del área de estudio de cada taxon. Aprovechamos este ejercicio para lanzar el debate sobre el uso de herramientas científicas en las tareas de gestión e información sobre la biodiversidad vegetal. Impacto sobre las poblaciones Evaluación del impacto sobre la flora Para asegurar la conservación de las especies no basta solo con valorar la magnitud de los impactos a los que se ve sometida una población local, sino que hay que considerar a éstos en el conjunto del taxon. Atendiendo a este principio, en nuestra aproximación realizamos una evaluación a nivel de población que posteriormente fue enmarcada en las evaluaciones a nivel de especie ya existentes. Para ello, implementamos un análisis de la viabilidad de las poblaciones (AVP) locales tras el impacto, consideramos su situación en las listas y libros rojos, y revisamos el conocimiento de la historia natural que se posee de cada especie. Aunque hubiera sido deseable contar con un conocimiento más detallado del estado de conservación, de la biología y factores de amenaza de las especies, con estas tres herramientas pudimos estimar la afección que tendría el desarrollo planeado sobre la flora protegida del área de estudio. Probabilidad de extinción (%) Nivel de población El Análisis de Viabilidad de Poblaciones (AVP) es una técnica desarrollada para responder a cuestiones tales como cuál es la población más pequeña que puede tener una probabilidad razonable de supervivencia durante un determinado tiempo futuro? o cuál será el destino de una población en el futuro si parte de un tamaño poblacional X?. Es cierto que sobre este análisis se han manifestado importantes limitaciones y no debe ser considerado como una panacea (Coulson et al., 2001). Sin embargo, dado que existen aproximaciones sencillas para realizarlo (e.g. Donovan & Welden, 2002) y que permite hacer valoraciones cuantitativas sobre la probabilidad de supervivencia de una población, puede ser una herramienta adecuada para la realización de informes técnicos. En todo caso, siempre teniendo en cuenta que los resultados deben ser entendidos como una forma de medir el impacto que sufrirá la población local como consecuencia de la disminución de su tamaño tras la destrucción y alteración del hábitat. Más allá de los desafíos científicos que tiene todavía este tipo de análisis en su aplicación a plantas, es una aproximación especialmente útil cuando se utiliza para contrastar diferentes alternativas de manejo (Menges, 2000). El impacto previsible que sufriría una población local en caso de realizarse un desarrollo puede ser interpretado como una de ellas. Para ello, solo es necesario incorporar la información espacial de las actuaciones previstas y de los tamaños poblacionales de las especies objeto de estudio, en un sistema de información geográfica. Esto y = 93,1e -0,0001x R 2 = 0, Tamaño de la población (N) Figura 2. Curva de extinción a 50 años estimada para Euzomodendron bourgaeanum Coss. considerando una tasa de crecimiento poblacional de 0,87 y una desviación típica de 0,2. La curva se elaboró a partir de simulaciones de la viabilidad de la población para 36 valores diferentes de tamaño poblacional, comprendidos entre 1 y individuos, y asumiendo un modelo de crecimiento exponencial. Conservación Vegetal, 11 34 Probabilidad de extinción de extinci ón permitirá desarrollar un modelo para estimar el incremento en las probabilidades de extinción como consecuencia de la disminución en el número de individuos y en el hábitat disponible. En nuestro caso, para aplicar esta estrategia hubo que resolver algunos problemas relacionados con la estructura espacial y parámetros demográficos de las especies estudiadas. En primer lugar, consideramos que los conjuntos de individuos que aparecían en el área de estudio constituían verdaderas poblaciones desde el punto de vista de la gestión, y sobre ellas era susceptible hacer una evaluación local. Asumido este punto, implementamos el AVP sin tener en cuenta que la dinámica de las poblaciones pudiera verse afectada por la estructura metapoblacional de las especies. Por otro lado, sólo contábamos con datos de la tasa de crecimiento finito de las poblaciones (λ), para E. bourgaeanum (Jiménez, 2004) (Figura 2). Ante la ausencia de ese dato para S. papillosa, hicimos estimaciones del incremento de la probabilidad de extinción para varios supuestos de (λ) (Figura 3). En el caso de M. europaea, dado que tiene un ciclo de vida bastante diferente de las otras especies (arbusto vs matas) y que la afección era casi total, no fue necesario desarrollar ningún modelo. Por último, la identificación y geolocalización de las poblaciones de cada especie se realizó de diferente manera de acuerdo con las características de distribución de sus individuos. Así, en los casos de E. bourgaeanum y S. papillosa, que mostraron distribuciones contagiosas, se identificaron parches de hábitat basados en criterios de vegetación. Estos parches constituyeron las unidades básicas sobre las que se diseñó un muestreo estratificado para conocer el tamaño total de las poblaciones y la distribución espacial de los valores de densidad de éstas. En el caso de M. europaea, con una distribución muy dispersa y con escaso número de individuos, éstos fueron identificados mediante sus coordenadas geográficas, generando, por tanto, una cartografía de eventos en lugar de polígonos. Curvas de extinci Curvas de ón extinción a a 50 años a 50 bajo años bajo diferentes diferentes tasas tasas de de crecimiento crecimiento (σ = (σ 0,2) =0,2) Incremento probabilidad extinci ón Incremento probabilidad extinción Incremento probabilidad extinci ón Tamaño de de la la población ón (N) (N) λ = 0,87 λ = 0,9 λ = 0,95 Figura 3. Curva de extinción a 50 años estimada para Salsola papillosa Willk. considerando diferentes tasas de crecimiento poblacional. Sobre ella se superponen los valores inicial (antes de las actuaciones, 268 individuos) y final (después de las actuaciones, 136 individuos) que tendría una población de Salsola papillosa en un área donde se prevé hacer una planta de reciclaje. Nivel de especie El riesgo de extinción de la especies se recoge en las listas y libros rojos. En la práctica, esta información es tenida en cuenta tanto para elaborar leyes de protección de la biodiversidad como para informar sobre las especies en tareas de gestión. Sin embargo, la mayor parte de las veces no es analizada en profundidad. Probablemente, ello obedezca a que muchos de los listados no han sido adecuados a los criterios más recientes de la UICN (2001), o a que, incluso en los casos en los que sí se ha hecho, resulta compleja la interpretación de los criterios que subyacen detrás de cada categoría. Puesto que los tres taxones están recogidos en la lista roja de la Flora vascular de Andalucía (Cabezudo et al., 2005), usamos los criterios por los que se les asignaron las categorías de amenaza para analizar los factores que más influyen en la vulnerabilidad a la extinción de cada una de ellas en su contexto regional (Tabla 1). Estos criterios ofrecen información sobre el grado de endemicidad (extensión de presencia), grado de estenocoria (área de ocupación), características y reducciones observadas o previsibles de la población total y efectiva (número de individuos maduros), así como valoraciones de la calidad del hábitat. Con este análisis complementamos la evaluación local realizada. Finalmente, puesto que la clave para la protección y gestión de las especies raras o en peligro es entender su relación biológica con el ambiente, recogimos toda la información disponible la historia natural o ecología de las especies. El análisis de esta información (Tabla 2) permite responder a cuestiones fundamentales para identificar los factores que ponen en riesgo de extinción a las especies y proporcionan la clave para su preservación (Gilpin & Soulé, 1986), a través del diseño de planes de manejo. Por ejemplo, en nuestro caso fue esencial identificar el carácter periférico o central de las poblaciones a partir del conocimiento de sus áreas de distribución. Resultados El impacto previsible sobre las poblaciones locales fue diferente para las tres especies estudiadas. En el caso de M. europaea, desaparecería casi el 85% de la población (Tabla 1). Por ello, aunque no se realizó un AVP, se estima que la probabilidad de extinción local es prácticamente total. Además, puesto que la población evaluada es periférica, el impacto de la actividad estudiada supondría para la especie no sólo una disminución de su área de ocupación, y en consecuencia de su grado de fragmentación, sino también una reducción de su extensión de presencia, es decir, de su área de distribución. Para E. bourgaeanum, el modelo generado con los datos poblacionales y de la tasa de crecimiento (λ) permitió estimar el incremento en la probabilidad de extinción a 50 años (Tabla 1). Dado que la población estudiada también es periférica, la afección a nivel de especie es similar a la obtenida para Maytenus, En el caso de S. papillosa no contamos con datos relativos a las tasas de crecimiento de las poblaciones. Bajo los supuestos de tasas de crecimiento finito menos favorables, la probabilidad de extinción siempre fue superior al 80%, llegando a estimarse un incremento del 12% bajo el supuesto más optimista. A pesar de ser una especie menos exigente en la calidad del hábitat, la razón para estos valores de extinción tan altos radica en el reducido tamaño de la población local. Desafíos para el futuro Como disciplina científica, la Biología de la Conservación debe velar por el rigor de sus avances. Sin embargo, la 4 Conservación Vegetal, 115 característica más notoria de esta moderna ciencia es que se le exige proporcionar respuestas rápidas frente a los impactos que sufren los recursos biológicos. Para satisfacer este doble compromiso, es necesario progresar en toda clase de conocimientos sobre los elementos que componen la biodiversidad, así como acercar los modelos e hipótesis que van surgiendo a los gestores, políticos y usuarios. Esto representa un enorme desafío, ya que incluso estrategias clásicas como las listas rojas o el AVP presentan numerosas lagunas que deberían completarse para convertirse en eficientes herramientas de gestión e información. Por ejemplo, los listados de amenaza realizados a los niveles internacional, nacional y autonómico deberían completarse y actualizarse, y además deberían hacerse este tipo evaluaciones a nivel provincial. Esta multiplicidad de escalas resulta necesaria para estar en correspondencia con la jerarquía espacial a la que se ejercen las medidas de gestión y a la que se promulgan las normativas legales. Por otro lado, de esta forma se evitarían análisis subjetivos cuando se valora la prioridad de especies endémicas de gran abundancia a escala local frente a especies raras de mayor rango de distribución. Por otro lado, para la elaboración de cualquiera de éstos documentos habría que hacer esfuerzos metodológicos y de muestreo para disponer de evaluaciones cuantitativas del número de poblaciones, del rango de distribución o de la calidad del hábitat de las especies. Sólo recientemente se ha comenzado a trabajar en esta línea habiéndose publicado datos del área de ocupación de los táxones considerados bajo las categorías CR y EN según la normativa de la UICN aprobada el 9 de Febrero de 2000 (Bañares et al., 2003). En el caso de los AVPs los esfuerzos deben estar relacionados con la necesidad de establecer seguimientos demográficos adecuados y a largo plazo para cualquier especie (Morris et al., 1999). La principal limitación para llevar a cabo un AVP es contar con datos de tasas de crecimiento de las poblaciones (λ) con suficiente fiabilidad estadística. Ello no es fácil, porque junto a la falta de estudios poblacionales, incluso cuando se obtienen valores de λ, casi nunca se conoce la forma en que éste parámetro varía de acuerdo con la estocasticidad demográfica, genética, y ambiental y las catástrofes naturales (Frankel et al., 1995). Superadas estas dificultades, existen diversos modelos operativos (e.g. Cálculos en línea para ecología y biología de la conservación. URL: RAMAS Ecological software, URL: VORTEX PVA software, URL:www.vortex9.org/vortex.html) cuya facilidad de aplicación permite la incorporación del AVP en el sentido en que hemos mostrado en este artículo. Con estos y otros modelos que surjan y más y mejores datos sobre la dinámica poblacional de las especies amenazadas (al menos de las que están protegidas por la ley), el AVP siempre representará una estrategia más completa que el número de individuos como expresión del grado de vulnerabilidad a la extinción de las especies. Desde el punto de vista científico se debería progresar en el establecimiento de los umbrales de cada especie y en la resolución de las limitaciones que se han destacado para la aplicación de AVPs en plantas (Reed et al., 2001). Mas allá de las evaluaciones locales, el hecho de que la mayoría de las especies se estructuren en poblaciones separadas en el espacio, pero interconectadas biológicamente, indica la necesidad de aplicar modelos de metapoblaciones (Gutiérrez, 2002, Raventós et al., 2005). Estos modelos son más realistas pues tienen en cuenta que la dinámica de las poblaciones no sólo depende de la fecundidad y reclutamiento local, sino también de la inmigración y emigración de individuos entre poblaciones cercanas. El uso de estos modelos es esencial ante los paisajes cada vez más fragmentados que están generando los cambios de uso del suelo. Además, representan un aspecto clave para que las evaluaciones locales y regionales sean verdaderamente complementarias. Por ejemplo, algunos de estos modelos relacionan la destrucción de hábitat con la dinámica de poblaciones (Nee & May, 1992), y permiten responder a preguntas del tipo con qué cantidad de hábitat destruido se produciría una extinción regional? Por último, sería conveniente acudir a los modelos de comunidad para evaluar la magnitud de los impactos sobre el conjunto de las especies, y hacer así evaluaciones más completas. La incorporación de modelos de biogeografía insular (e.g. Mendoza & Dirzo, 1999) o de los modelos de múltiples especies (Tilman & Lehman, 1997) permitiría predecir el número de especies que quedarían después de una pérdida de hábitat. Una medida muy interesante en relación a esto es lo que se denomina deuda de hábitat (Tilman et al., 2002), que proporciona una estimación del número de especies que se perderán después de una destrucción de hábitat, y tiene en cuenta que dicha pérdida se produce un tiempo más tarde que la destrucción de hábitat. REFERENCIAS Bañares, A, G. Blanca, J. Güemes, J.C. Moreno & S. Ortiz, eds. (2003). Atlas y Libro Rojo de la Flora Vascular Amenazada de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza. Madrid. 1ª y 2ª edición. Cabezudo, B, S. Talavera, G. Blanca, C. Salazar, M. Cueto, B. Valdés, J.E. Hernández-Bermejo, C.M. Herrera, C. Rodríguez-Hiraldo & D. Navas (2005). Lista roja de la flora vascular de Andalucía. Consejería de Medio Ambiente. Junta de Andalucía. Coulson, T., G.M. Mace, E. Hudson & H. Possingham (2001). The use and abuse of population viability analysis. Trends in Ecology & Evolution 16: Donovan, T.M. & C.W. Welden (2002). Spreadsheet exercises in conservation biology and landscape ecology. Sinauer Associates, Inc. Frankel, O.H., A.H.D Brown. & J. Burdon (1995). The conservation of plant biodiversity. Cambridge University Press. Gilpin, M.E. & M.E. Soulé (1986). Minimum viable populations: processes of extinction. En Soulé, M.E. (ed.), Conservation Biology: the Science of Scarcity and Diversity: Sinauer, Sunderland, Mass. Gutiérrez, D. (2002). Metapoblaciones: un pilar básico en biología de conservación. Ecosistemas 2002/3 (URL: Jiménez, M.L. (2004). Demografía y viablidad de las poblaciones del macroendemismo Euzomodendron bourgaeanum Coss. en el desierto de Tabernas. Tesis doctoral inéd. Universidad de Almería. Medonza, E. & R. Dirzo (1999). Deforestation in Lacandonia (southeast Mexico): evidence for the declaration of the northernmost tropical hot-spot. Biodiversity and Conservation 8: Menges, E.S. (2000). Population viability analyses in plants: challenges and opportunities. Trends in Ecology & Evolution 15: Morris, W.F., M. Groom, D. Doak, P. Kareiva, J. Fieberg, L. Gerber, P. Murphy & D. Thomson (1999). A Practical Handbook for Population Viability Analysis The Nature Conservancy, Washington, DC. Mota, J.F., M. Cueto & M.E. Merlo, eds. (2003). Flora amenazada de la provincia de Almería. Serv. Publ. Univ. Almería. Nee, S. & R.M. May (1992). Dynamics of metapopulations: habitat destruction and competitive coexistence. Journal of Animal Ecology 61: Conservación Vegetal, 11 56 Reed, J.M., L.S Mills, J.B. Dunning,, E.S. Menges, K.S. Mckelvey, R. Frye, S.R. Beissinger, M.C. Anstett & P. Miller (2001). Emerging issues in population viability analysis. Conservation Biology 16: Raventós, J., J.G. Segarra & M.F.Acevedo (2005). Modelos de metapoblaciones y de la dinámica espacio-temporal de comunidades. Publicaciones de la Universidad de Alicante. Tilman, D. & C.L. Lehman (1997). Habitat destruction and species extinctions. En: Tilman, D. & P. Kareiva, eds., Spatial ecology: the role of space in population dynamics and interespecific interactions: Princeton University Press, New York. Tilman, D., R.M. May, C.L. Lehman & M.A. Nowak (2002). Habitat destruction and the extinction debt. Nature 371: UICN (2001). Categorías y Criterios de la Lista Roja de la UICN: Versión 3.1. Comisión de Supervivencia de Especies de la UICN. Gland, Suiza y Cambridge, Reino Unido. Javier CABELLO 1, Miguel CUETO 1, Esther GIMÉNEZ 1 & Domingo ALCARAZ 2 1 Departamento de Biología Vegetal y Ecología, Universidad de Almería. c/ La Cañada de San Urbano, E-04120, Almería, España. 2 Department of Environmental Sciences, University of Virginia. Clark Hall, 291, McCormick Road, Charlottesville, VA 22904, Virginia, USA. Tabla 1. Datos de historia natural, grado de amenaza a diferentes escalas y probabilidad de extinción a 50 años para las especies protegidas por la Ley 8/2003 de octubre, de Andalucía, Maytenus senegalensis subsp. europaea, Euzomodendron bourgaeanum y Salsola papillosa frente al impacto que supondría el desarrollo de una planta de reciclaje en un área situada en el curso bajo del Río Andarax (Almería). EVALUACIÓN MAYTENUS EUROPAEA EUZOMODENDRON BOURGAEANUM SALSOLA PAPILLOSA HISTORIA NATURAL Área distribución SE Ibérico Desierto de Tabernas SE Ibérico Carácter biogeográfico población Categoría amenaza (UICN 2001) Periférico Periférico Central EN B1ab(i,ii,iii,iv,v)+2ab(i,ii,iii,iv,v) VU A2a; B1ab(ii,v)+2ab(ii,v); D2 VU B1b(ii,iv)c(ii,iv)+2b(ii,iv)c(ii,iv) Distribución geográfica ESCALA REGIONAL (Lista Roja de Andalucía) Extensión de presencia (Grado de endemismo) Área de ocupación (Grado de estenocoria) < km 2 / Rd (1) < km 2 / Rd < km 2 / Rd < 500 km 2 / Rd < 20 km 2 / Rd < km 2 / Rd Grado de fragmentación Rd - Rd Tamaño poblacional Población total - Rd > 30% en 10 años o 3 generaciones - Población efectiva Rd Rd Rd Calidad del hábitat Pérdida Pérdida - Categoría amenaza (UICN 2001) CR A1a VU No evaluada Distribución geográfica ESCALA PROVINCIAL (Mota et al. 2003) Extensión de presencia (Grado de endemismo) Área de ocupación (Grado de estenocoria) Tamaño poblacional Población total - Rd - Reducción del 95% en 45 años Rd - Calidad del hábitat Pérdida Pérdida - ESCALA LOCAL (Análisis Viabilidad Poblaciones) Reducción población (%) 84,6% 16,2% 49,3 % Incremento probabilidad de extinción a 50 años Impacto sobre características regionales No estimado 6% Hasta 12% Disminución extensión de presencia y área de ocupación Disminución extensión de presencia y área de ocupación Disminución área de ocupación (1)Rd: Se observa o se prevé reducción o fluctuación en el parámetro correspondiente. 6 Conservación Vegetal, 117 Tabla 2. Cuestiones relacionadas con la ecología e historia natural de las especies sobre las que se ha recopilado información TEMÁTICA CUESTIONES Ambiente Distribución Interacciones bióticas Función Fisiología Demografía Vulnerabilidad a la extinción En qué tipo de hábitat se encuentra la especie? Cómo afectan las actividades humanas al medio? Cuál es su área de distribución? Es una especie rara o un endemismo? Dónde se encuentra la especie dentro del hábitat? Con qué eficiencia coloniza nuevos hábitats? Cómo han afectado las actividades humanas a la distribución de la especie? Con que especies convive? Qué interacciones presenta con la fauna? Qué papel juega en la configuración del paisaje? Qué papel desempeña en el funcionamiento del ecosistema? Hasta que punto es vulnerable la especie a extremos climáticos? Cuál es el tamaño actual de la población, y qué tamaño había tenido en el pasado? Está aumentando o disminuyendo el número de individuos, o se mantiene estable? Cuál es el grado de amenaza a que se ve sometida la especie en su área de distribución? Cómo ha sido catalogada la especie por las diversas revisiones hechas por los científicos? EL JARDÍ BOTÀNIC MARIMURTRA: REMODELANDO UN JARDÍN PARA LA CONSERVACIÓN Carl Faust, un empresario alemán, inició la construcción del Jardí Botànic Marimurtra (JBM) en el año 1918, en unos antiguos viñedos que miran al mar en la villa de Blanes. Su insistente pasión por la botánica y su admirable visión internacional del proyecto, le llevaron a rodearse de los más prestigiosos botánicos del momento para diseñar y construir uno de los jardines botánicos más emblemáticos de Europa. El jardín disfruta del clima mediterráneo característico de la zona. Su particular orientación le permite estar resguardado de los vientos más fríos que bajan de las montañas cercanas, y a la vez, aprovechar las nieblas y los vientos húmedos que provienen del mar. Esta situación privilegiada del jardín permite representar la vegetación más característica de tres biomas: el subtropical, el templado y el mediterráneo. La investigación, la educación y la conservación son los ejes principales de los jardines botánicos, y sin duda, los objetivos fundacionales que rigen el JBM. En estos momentos, el jardín está apostando por contribuir de forma significativa a la Estrategia Global para la Conservación de Plantas (GSPC). Las principales actuaciones se centran en la mejora de la gestión de las colecciones del jardín, la implicación en la estrategia de conservación territorial y la consolidación de las herramientas de conservación ex situ. El JBM forma parte de la comisión que trabaja en la creación de una base de datos para la gestión de las colecciones en jardines botánicos, una propuesta iniciada en el seno de la Asociación Ibero-Macaronésica de Jardines Botánicos. Disponer de la nueva base de datos permitirá organizar y gestionar la información de las colecciones del jardín. Paralelamente, se está realizando una revisión exhaustiva de las especies, se están estudiando las características de todas las zonas del jardín y, finalmente, se ha presentado una propuesta de remodelación a corto y largo plazo. En relación al estudio del estado de conservación de las especies silvestres en Templete de Linneo. (N. Membrives). Cataluña, se prevé contribuir a la publicación del libro rojo de la flora amenazada de Cataluña y se proponen estudios de biología de la conservación de los taxones amenazados del territorio, centrándose, en una primera fase, en los casos prioritarios de la provincia de Girona. Con el fin de establecer unas pautas comunes de gestión en conservación a partir de protocolos descritos, el JBM colabora en la traducción a la lengua catalana del manual de gestión de Bancos de Germoplasma, resultado del proyecto europeo GENMEDOC (Creación de una red de conservació de material genético de la flora del Mediterráneo Occidental, ), donde participaron cuatro países europeos (España, Francia, Grecia e Italia), además de Túnez, como país invitado extracomunitario. Por otra parte, contribuye a la redacción del Manual de Construcción de Rocallas con flora silvestre, conjuntamente con el Jardí Botànic de Sóller (Mallorca) y el Jardí Botànic de Barcelona. En relación a la conservación ex situ, se prevé poner a punto una nueva gestión del Banco de Germoplasma con el fin de conservar cuatro tipos de colecciones: i) las más de 85 poblaciones pertenecientes a unas 40 especies del género Androcymbium cultivadas en los invernaderos de investigación del JBM; ii) el máximo número de especies amenazadas inclu- Conservación Vegetal, 11 78 idas en el decreto de Creació del Catàleg de Flora amenaçada autòctona de Catalunya de la Generalitat de Catalunya, que será publicado en breve; iii) las especies más representativas de las principales comunidades vegetales de la comarca de la Selva; y iv) las principales variedades hortícolas de la región. Como contribución a la conservación de la diversidad genética de los cultivos de especies de importancia económica, el JBM lleva a cabo un proyecto de recuperación de variedades autóctonas de especies hortícolas que se representan en una zona temática del jardín y se conservan sus semillas en el banco. En este proyecto se pone un especial énfasis en la divulgación social de estos conocimientos a través de exposiciones, publicaciones y talleres. Además, se está iniciando un proyecto de gestión de la explotación del corcho de un bosque de alcornoques de más de 3 Ha propiedad del Exposición de plantas de zonas áridas americanas. (N. Membrives). jardín, que permite contribuir a la gestión sostenible y divulgación de las acciones de recursos naturales utilizados históricamente. La contribución en el campo de la divulgación se lleva a cabo gracias al esfuerzo de todo el personal del jardín. Los objetivos y las acciones que se realizan, están cada vez más presentes en los medios de comunicación de ámbito local y territorial, tratando de promover la importancia de la biodiversidad y del rigor científico en el campo de la botánica y el medio ambiente. En este sentido, se organizan visitas y conferencias dentro y fuera del Jardín relacionados con la botánica y los Jardines Botánicos. A nivel formativo en el ámbito de la jardinería, se han promovido y participado en cursos y jornadas técnicas vinculadas a temas de interés reciente como son las plantas invasoras, los recursos hídricos en jardinería o los principales problemas de plagas en plantas ornamentales. Con este conjunto de acciones, el JBM pretende colaborar y implicarse para conseguir, dentro de sus posibilidades y junto con todas las instituciones vinculadas a la conservación, que se cumplan los objetivos de la GSPC en Cataluña y, en general, en el Mediterráneo. LA FLORA PROTEGIDA Y LOS IMPACTOS AMBIENTALES QUE AFECTAN A LOS ALBARDINALES DE CIUDAD REAL Los valores biológicos de los albardinales En la provincia de Ciudad Real, al igual que en otros puntos de La Mancha, es relativamente frecuente encontrar saladares secos continentales. Estos territorios donde la especie dominante es el albardín (Lygeum spartum), tienen gran interés botánico por varias causas (Cirujano, 1989): Contienen formaciones vegetales singulares, tales como los almajares de Suaeda vera, los céspedes de Microcnemum coralloides y los pastizales de Frankenia pulverulenta. Incluyen además agrupamientos de especies vivaces de Limonium, algunos de ellos endémicos. La flora de los saladares interiores está emparentada con la flora del litoral Núria MEMBRIVES Directora Técnica. Jardí Botànic Marimurtra. peninsular, de ahí que estos pequeños enclaves tengan especial interés botánico. Son medios selectivos, donde las plantas se han especializado y han desarrollado diversas estrategias adaptativas, modificando incluso su organización corporal a fin de tolerar la elevada canti- Lepidium cardamines, una especie protegida frecuente en los albardinales. (F. Domínguez). Poza ilegal excavada junto a un albardinal. dad de sales existente en los suelos. En nuestra provincia, y en otras partes de La Mancha, podemos encontrarnos al menos con tres tipos de albardinales: i) asociados a los vasos lagunares estacionales de lagunas salinas e hipersalinas; ii) asociados a las llanuras de inundación de ríos y arroyos de aguas salobres; y iii) los que se desarrollan sobre terrenos margoso-yesíferos de nula pendiente, como la microrreserva del albardinal de Membrilla-La Solana (DOCM 2002). En estos saladares encontramos hasta un total de seis especies protegidas (García Río, 2001), dos de ellas calificadas vulnerables en el territorio nacional (Microcnemum coralloides subsp. coralloides y Senecio auricula subsp. castellanus), otras tres regionales de interés especial (Limonium carpetanicum, Limonium costae y L. dichotomum) y una regional de interés especial (Lepidium cardamines). Todos estos taxones están adaptados a los terrenos salinos. Se trata de halófitos estrictos, que han desarrollado una serie de estrategias y adaptaciones anatómicas y funcionales especiales, con la finalidad de eliminar el exceso de sales e impedir que estas dañen sus tejidos. Las más comunes son: El desarrollo de ciclos vitales cortos. La presencia en sus hojas y tallos de glándulas secretoras de sales, como ocurre en Limonium y en Frankenia pulverulenta. La posesión de tallos y hojas crasos. Así Senecio auricula subsp. castellanus, Suaeda vera, S. splendens y Lepidium cardamines tienen hojas carnositas, mientras que Microcnemum coralloides es una especie anual crasicaule. El estado de conservación y los impactos ambientales en los albardinales No cabe duda que los albardinales tuvieron en tiempos no muy lejanos una extensión mayor que la actual, al menos 8 Conservación Vegetal, 119 Formaciones de albardín sobre una costra salina. así lo demuestran los pequeños enclaves de albardín que podemos observar entre los terrenos cultivados. El retroceso que han experimentado en estos últimos años estas formaciones vegetales se debe a la práctica de determinadas actividades antrópicas, que década tras década, han reducido su extensión, llegando a un estado actual de franca regresión. De entre todas las actividades es sin duda la agricultura la que más ha modificado estos ecosistemas. Así, tanto en las áreas periféricas del albardinal, como en su interior, se producen roturaciones que afectan al suelo, favoreciendo la aparición de malas hierbas como pepinillos del diablo (Ecballium elaterium), cardos corredores (Amaranthus), escobillas (Mantisalca salmantica), lechugones (Lactuca serriola), y ciertas especies halonitrófilas, como Atriplex patula, en detrimento de las estirpes propias del albardinal. Otra práctica agrícola muy frecuente que les afectan es el uso de herbicidas, que convierten al albardinal en refugio de malas hierbas de secano, las cuales incluyen especies de desarrollo primaveral como Adonis microcarpa, Buglossoides arvensis, Fumaria officinalis, Glaucium corniculatum, o estival como Salsola kali, Centaurea cyanus, y Heliotropium europaeum, entre otras. Muy ligado a las prácticas agrícolas encontramos otro impacto ambiental que también afecta enormemente a los albardinales, como es la detracción de caudales y los descensos en los niveles freáticos superficiales, que se producen como consecuencia del excesivo número de captaciones de agua subterránea existentes en los mismos. Junto a lo anterior también encontramos zanjas, canales y pozas que se han realizado para drenar y desecar el albardinal, evitando así los procesos de capilaridad tan importantes para el desarrollo de la flora de estos lugares. El pastoreo también favorece la ex - tensión de especies nitrófilas, además de conllevar el aplastamiento y enriquecimiento en materia orgánica del suelo. Todo ello genera cambios en la flora del albardinal, apareciendo algunas gramíneas vivaces (Poa bulbosa, por ejemplo) y ciertas especies poco apetecibles para el ganado, como Asteriscus aquaticus y Centaurea melitensis (García Río, 2001). Tradicionalmente muchos de estos albardinales se han quemado intencionadamente con diferentes fines, tales como mejorar la caza (al evitar que se refugien los depredadores), ampliar los cultivos, o mejorar los pastos (Caballero, 1999). En cualquier caso los frecuentes incendios afectan a la capa húmica e impiden que los albardinales alcancen el estado de madurez ecológica. Otro problema que les afecta es el abandono de residuos de todo tipo tales como bidones, latas de combustible, plásticos, metales, ropas, colchones, electrodomésticos, escombros, e incluso cadáveres de ovejas y perros. Todas estas prácticas, además de afectar visualmente al albardinal, no favorecen para nada su conservación. Por último, debemos también citar el aprovechamiento industrial que de los albardinales se ha realizado en otro tiempo, ya que de ellos se han extraído materiales yesíferos para utilizarlos en la construcción. Como para obte ner el yeso es necesario eliminar la escasa potencia de la cobertera edáfica, ésta ya no se recupera y el albardinal queda destruido por completo. Dicha Desmantelamiento y roturación de un albardinal con la consiguiente pérdida de cobertera edáfica. práctica ha contribuido a reducir la extensión de los albardinales. Aunque los albardinales ciudarrealeños no se encuentren en un estado de conservación muy aceptable, es necesario protegerlos ya que se trata de pequeños ecosistemas con identidad propia y unos valores botánicos excepcionales. REFERENCIAS Caballero, J. (1999). Áreas de vegetación gipsícola en el término municipal de Membrilla (Ciudad Real). Informe interno. Cirujano, S. (1989). Los saladares de Cordovilla (Tobarra, Albacete). Caracterización e importancia. Al-Basit 25: D.O.C.M. (2002). Decreto 71/2002, de , por el que se declara la Microrreserva de los Albardinales de Membrilla-La Solana en la provincia de Ciudad Real (DOCM nº 68, 3 Junio 2002, ). García Río, R. (2001). Microrreservas de Castilla-La Mancha: Albardinales de Membrilla-La Solana. Informe interno Consejería Medioambiente JCCM. 45 pp. (Inédito). César DONAIRE 1 & Carmen CARPIO 2 1 IES Juan Bosco. Avda. Institutos s/n, E Alcázar de San Juan (Ciudad Real). 2 IESO La Falcata. C/ La Sal s/n, E Villafranca de los Caballeros (Toledo). Conservación Vegetal, 11 910 LOCALIZADA EN GRANADA UNA POBLACIÓN DE KRASCHENINNIKOVIA CERATOIDES Detalle de una rama fructificada de esta quenopodiácea. (J. del Río). Con motivo del seguimiento de las especies de la Lista Roja de la Flora Vascular de Andalucía, se ha localizado recientemente en los llanos agrícolas del Marquesado del Zenete (Granada) una población de Krascheninnikovia ceratoides (L.) Gueldenst. (del Río & Peñas, Acta Botanica Malacitana 31: ), especie que se creía extinguida en el sur peninsular ante la falta de datos en el último siglo. La población encontrada se debe corresponder con la descubierta por Simón de Rojas Clemente a principios del siglo XIX, y que posteriormente fue visitada por Webb, Boissier y Willkomm, quedando referenciada en sus trabajos como ubicada entre Guadix (Granada) y Fiñana (Almería). Krascheninnikovia ceratoides se localiza en un pequeña extensión de la zona central del Marquesado del Zenete, de apenas un kilómetro cuadrado, ocupando mayoritariamente taludes de borde de campos agrícolas de secano. La zona presenta una geomorfología de glacis, formado por materiales detríticos de naturaleza esquistosa procedentes de la Sierra de Baza, siendo frecuente las intrusiones de carbonatos. Los suelos presentan una textura limo-arenosa y han sido alterados históricamente por la agricultura. La población de K. ceratoides se hace más densa y madura cuanto mayores son los taludes, por lo que creemos que la explicación de lo reducido de su área de ocupación se debe a que son escasos los taludes con un tamaño suficiente para poder acoger a los grandes ejemplares y no sufrir daños por los aperos de labranza. La zona en la que se encuentra la población es precisamente la que presentan los mayores desniveles de los llanos del Marquesado del Zenete, y por tanto donde más amplios son los taludes entre los campos agrícolas. También coloniza campos de cultivo abandonados, aunque la presencia de individuos jóvenes indica colonizaciones recientes que tan solo perdurarán si no se revierte a la puesta en cultivo. De forma secular la práctica tradicional de la agricultura de secano ha convivido con K. ceratoides, manteniendo su presencia en los bordes de cultivos, caminos y pequeñas acequias. Desgraciadamente, esta convivencia histórica podría cambiar en los próximos años ante el avance de la agricultura intensiva de regadío, que ya se sitúa a escasos centenares de metros de la población. Las prácticas agrícolas de los campos hortícolas cercanos modifican el relieve, al necesitar grandes zonas aplanadas, y utilizan de forma masiva herbicidas, impidiendo la presencia de vegetación en sus márgenes. Asimismo, el uso de fertilizantes y riego transforma el medio y favorece la proliferación de otras especies invasoras, tales como Xanthium spinosum L., y desplaza a las especies arvenses y ruderales tradicionales de los bordes agrícolas de secano del Marquesado del Zenete. Antes estas graves amenazas, hemos remitido un escrito a la Dirección General de Gestión del Medio Natural de la Junta de Andalucía, solicitando su inclusión en el Catálogo Andaluz de Especies Amenazadas y la elaboración de un plan de conservación. Asimismo, la Delegación Provincial de la Consejería de Medio Ambiente de Granada ya ha Aspecto de la población descubierta de Krascheninnikovia ceratoides en Granada. (J. del Río). planteado las primeras medidas preventivas de protección, recortando las autorizaciones de canalizaciones de riego en el entorno más cercano a la población. Por otro lado, un grupo de trabajo sobre conservación de plantas de las Universidades de Granada y Salamanca, hemos comenzado un estudio sobre la biología de la especie con objeto de contribuir al conocimiento para su preservación, que incluye saber más sobre la autoecología, biología poblacional y reproductiva, y diversidad genética de la población granadina. La protección de K. ceratoides, al igual que la de aquellas especies amenazadas que tienen sus hábitats en entornos agrícolas, presenta una especial dificultad dada la propiedad privada de los terrenos y los usos y aprovechamientos que en ellos pueden desarrollarse. Por ello, las acciones de conservación suponen un gran reto y se requieren procedimientos diferentes a los tradicionalmente diseñados para las especies de ambientes naturales. Entre las acciones que podrían desarrollarse destacamos los convenios de colaboración con los agricultores mediante custodia del territoro, al estilo de los desarrollados para la protección de diversas especies de aves, así como el establecimiento de algunas microrreservas de flora tuteladas por la Administración. Jesús DEL RÍO SÁNCHEZ 1 & Julio PEÑAS DE GILES 2 1 Departamento de Flora y Fauna, Consejería de Medio Ambiente, Granada. 2 Departamento de Botánica, Universidad de Granada Conservación Vegetal, 1111 HALLAZGO DE DOS NUEVAS POBLACIONES SEVILLANAS DE CAREX HELODES: UNA ESPECIE DECLARADA EXTINTA DE LA FLORA ESPAÑOLA Carex helodes Link fue durante muchos años una especie ignorada por la inmensa mayoría de los autores debido a su confusión con C. laevigata Sm. (cf. Kükenthal, 1909); esta última pertenece a la misma sección (Spirostachyae Drejer ex Bailey) y muestra un cierto parecido morfológico con la planta de Link. Sin embargo, Sampaio (1921) señaló algunas de las importantes diferencias entre ambas especies. Más recientemente se realizaron estudios biosistemáticos que no dejan lugar a dudas sobre el valor taxonómico de C. helodes (Luceño, 1992; Escudero et al., 2007), cuyos caracteres diagnósticos se resumen en la tabla 1 frente a los de las cárices silicícolas ibéricas de la misma sección (Escudero et al., 2007). Desde el punto de vista ecológico, ambas especies muestran también diferencias significativas: mientras C. laevigata habita en suelos permanentemente húmedos de bosques de ribera o sobre bordes de arroyos umbrosos, C. helodes muestra un carácter marcadamente más xerofítico y prefiere los prados temporalmente inundados en el dominio del alcornocal, donde puede convivir junto a Myrtus communis, Pulicaria odora, Cistus ladanifer y C. salviifolius. Su área de distribución conocida se restringía al sur de Portugal y a la localidad sevillana de El Ronquillo (Luceño, 1992); sin embargo, recientemente se han hallado algunas pequeñas poblaciones próximas entre sí en el norte de Marruecos (Luceño & Escudero, 2006), a las que hay que Mapa de distribución de Carex helodes. Los círculos negros representan las poblaciones contrastadas por los autores. Los cuadrados blancos señalan las poblaciones conocidas a través de pliegos de herbario y que no han sido localizadas recientemente por los autores. añadir las correspondientes a los pliegos que Calos Pau y Pío Font i Quer identificaron erróneamente como C. binervis Sm. y C. distans L., respectivamente (MA18314 y MA18235). La única referencia española de C. helodes está basada en un individuo recolectado por Pedro Montserrat en el año 1964 (JACA142064); desde entonces no ha vuelto a encontrarse en la aludida localidad sevillana. En los últimos ocho años se llevaron a cabo numerosas campañas de búsqueda en los alrededores de El Ronquillo que resultaron infructuosas, quizás porque en la zona donde Montserrat la colectó se han ejecutado en las últimas décadas importantes obras de infraestructuras viarias que han alterado significativamente el medio. Por todo ello la lista roja de especies amenazadas (VV.AA., 2000) le atribuyó la categoría de Extinta regional. Hace tan solo unos meses, un pliego de herbario recolectado en el año 2001, procedente de la región de Aznalcóllar e identificado como Carex acuta L. (MGC48963), nos puso sobre la pista de la presencia actual de esta especie en la provincia de Sevilla. Las prospecciones que hemos realizado han dado como resultado el hallazgo de dos nuevas poblaciones que distan poco más de 6 kilómetros entre sí. Las referencias de dichas poblaciones son las siguientes: Porte de Carex helodes Link. Población 1 (167 individuos censados): SEVILLA: entre Aznalcóllar y El Álamo, monte Madroñalejo, arroyo El Gago, 37º N 6º W, 316 m.s.m., bordes de arroyos estacionales en el dominio de Quercus suber, con Isolepis cernua, Briza maxima, Coleostephus myconis, Sanguisorba hybrida, Cistus salviifolius, Pulicaria odora, Juncus capitatus, etc, 25-IV- 2006; M. Escudero (16ME06), P. Jiménez-Mejías & M. Luceño. UPOS Población 2 (34 individuos censados): SEVILLA: entre Aznalcóllar y El Álamo, monte Madroñalejo, 37º N 6º W, 341 m.s.m., prados estacionalmente inundados en el dominio de Quercus suber, con Isolepis setacea, Carex flacca, Cicencia filiformis, Centaurium maritimum, Illecebrum verticillatum, Erica scoparia, E. umbellata, Juncus capitatus, J. tenageia, etc, 28- IV-2006; M. Escudero (21ME06), P. Jiménez-Mejías, M. Luceño, I. Pulgar & A. Ruiz. UPOS Estado de conservación del hábitat y factores de riesgo La primera población se encuentra en los aledaños de un arroyo estacional que discurre en paralelo y a pocos metros de la carretera comarcal SE- 538, mientras que la segunda se aleja cerca de 500 m de dicha vía de comunicación. Su preferencia por los terrenos abiertos y temporalmente inundados limita sus posibilidades de distribución a pequeñas vaguadas y arroyos temporales bien soleados cuyos cauces aparecen secos a principios de mayo. Un aspecto a tener en cuenta es que ambas poblaciones habitan en una de las áreas afectadas por el enorme incendio que asoló la zona durante el verano de En la actualidad, una buena parte de los alcornoques bastante jóvenes y dispersos, por cierto (figura 3)- han vuelto a rebrotar y el terreno se encuentra en fase de recuperación. Por otra parte, C. helodes posee un poderoso rizoma subterráneo que parece resistir bien la acción del fuego y, además, se Conservación Vegetal, 11 1112 Arroyo estacional donde habita la población 1. trata de una especie autocompatible que se comporta como r-estratega, con una importante capacidad de producir semillas y una marcada facilidad para colonizar las zonas aclaradas (Escudero et al., datos no publicados). Por todo ello, el incendio, contrariamente a lo ocurrido con otras especies, podría haber favorecido la dispersión de una planta que allá donde crece tiene por compañera a Quercus suber, árbol bien adaptado a los incendios. Muy al contrario, acciones antrópicas como construcciones viarias, pastoreo intensivo u otras que conlleven la contaminación o destrucción del suelo, podrían dañar irremediablemente las únicas poblaciones españolas conocidas de C. helodes. Medidas de conservación Ambas poblaciones están ubicadas en un monte público (Madroñalejo), cuya gestión depende directamente de la Junta de Andalucía. Hemos podido comprobar que en la zona habitan una gran cantidad de especies mediterráneo-atlánticas, entre las que destacamos el endemismo occidental andaluz Erica andevalensis Cabezudo & J. Rivera. La zona no está protegida bajo ninguna de las figuras que se establece en la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía (RENPA), por lo que de forma urgente, y para prevenir cualquier tipo de agresión antrópica, recomendamos la declaración de Reserva Natural la legislación andaluza no contempla la figura de Microrreserva-, tanto del área donde habitan ambas poblaciones como de las vaguadas y arroyos estacionales enclavados en los terrenos próximos hábitat también de E. andevalensis- con el objetivo de permitir la expansión de la especie. Estimamos, así mismo, que deberían prohibirse el pastoreo intensivo y todas aquellas otras actividades económicas conducentes a la alteración del hábitat. Por último, dado que existen planes de restauración de la zona tras el incendio al que hicimos alusión, habría que poner especial cuidado para que dichos trabajos no afectaran a las únicas poblaciones conocidas de C. helodes en España. De cualquier manera, lo más adecuado, en nuestra opinión, es proteger la zona para que se recupere de manera natural sin intervención humana alguna. En una de nuestras últimas visitas hemos podido comprobar la buena marcha de la recuperación espontánea de alcornocal. REFERENCIAS: Escudero, M., V. Valcárcel, P. Vargas & M. Luceño, M. (2007). Evolution in Carex L. sect. Spirostachyae (Cyperaceae): a molecular and cytogenetic approach. Organ. Div. Evol. 7: Kükenthal, G. (1909). Cyperaceae- Caricoideae. In: Engler, A. (Ed.), Das Pflanzenreich IV(20). Engelmann, Leipzig, pp. 1?814. Luceño, M. (1992). Estudios en la sección Spirostachyae (Drejer) Bailey del género Carex. I. Revalorización de C. helodes Link. Anales del Jardín Botánico de Madrid 50(1): Luceño, M. & M.Escudero (2006). Carex helodes Link novedad para el continente africano. Acta Botanica Malacitana 31 (en prensa). Sampaio, G. (1921). Observaçoes sobre algumas plantas. Ann. Acad. Polyt. Porto 14: VV.AA. (2000) Lista Roja de Flora Vascular española (valoración según categorías UICN). Conservación Vegetal 6: Modesto LUCEÑO, Pedro JIMÉNEZ- MEJÍAS & Marcial ESCUDERO Área de Botánica, Departamento de Biología Molecular e Ingeniería Bioquímica, Universidad Pablo de Olavide. Ctra. de Utrera, km Sevilla. C. helodes Link C. laevigata Sm. ANCHURA DE LA HOJA (MM) (3,5-)7-10(-13) (3-)5-9(-17) HAZ FOLIAR Notablemente áspero LONGITUD DE LA LÍGULA (MM) Nº DE ESPIGAS MASCULINAS/ ANDRÓGINAS 1-3(-5) 1-3(-7)/2-3 Liso, salvo a veces, en la zona (6-)9-20(-40) 1(-2)/0 apical DISTRIBUCIÓN GEOGRÁFICA Suroeste de la península Ibérica y puntos aislados de El Rif (Marruecos) HÁBITAT Suelos temporalmente inundados en el dominio del alcornocal, preferentemente en sitios abiertos Regiones oceánicas de Alisedas, prados húmedos y Europa y norte de Marruecos bordes de arroyos umbrosos C. binervis Sm. (2-)3,5-5(-7) Liso (0,7-)1,5-3, 5(-7) 1(-2)/0 Europa occidental Bordes de arroyos y prados muy húmedos en lugares aclarados C. camposii Boiss. & Reuter (5-)7-13(-16) Liso 5-20(-30) 1-2/0 Sierra Nevada y Sierra de Los Filabres Bordes de arroyos montanos y subalpinos C. punctata Gaudin (2)4-8 Liso 4-7 1/0 Gran parte de Europa, Marruecos y Turquía Prados húmedos y suelos turbosos Tabla 1: Diferencias morfológicas, área de distribución y hábitat de las cinco cárices silicícolas de la sección Spirostachyae que habitan en la península Ibérica. 12 Conservación Vegetal, 1113 LA ESPARRAGUERA MARINA, ESPECIE EN PELIGRO CRÍTICO DE EXTINCIÓN EN LA PENÍNSULA IBÉRICA Introducción Asparagus maritimus (L.) Miller es una especie de distribución europeamediterránea, con poblaciones discontinuas a lo largo de las costas del Mar Mediterráneo y Mar Negro (desde España hasta Crimea). Desde el punto de vista taxonómico se incluye en el subgénero Asparagus, al que pertenecen la mayor parte de las esparragueras autóctonas ibéricas, aunque está especialmente relacionada con A. officinalis L. y otras especies de ámbito euroasiático más oriental (A. kasakstanicus Iljin, A. brachyphyllus Turcz.). De acuerdo con las referencias clásicas (Tutin et al., 1980), se ha considerado una especie tetraploide (2n=40); sin embargo, estudios posteriores han puesto en evidencia su carácter hexaploide (2n=60), al menos para las poblaciones de España, Eslovenia y Albania (Stajner et al., 2002; Moreno et al., 2006a, 2006b). Desde el punto de vista genético, se han elaborado diversos estudios filogenéticos (Fukuda et al., 2005) que agrupan a la especie de acuerdo con las clasificaciones taxonómicas clásicas. También se ha estudiado la variabilidad intraespecífica de algunas poblaciones mediante el estudio de los patrones de restricción del espaciador ribosomal ITS (Moreno et al., 2006b; J. Gil, com.pers.). En cuanto a su ecología, vive en ambientes salobres o subsalinos con cierta nitrificación, prefiriendo los suelos arenosos próximos a las costas. Es una especie de potencial interés agronómico para su utilización en programas de selección y mejora de variedades cultivadas, aunque desconocemos datos sobre su aprovechamiento local. Distribución en la península Ibérica Valdés (1975) aporta una única localidad ibérica a partir de un pliego de la localidad de Belmonte, en los alrededores de Alcañiz (Teruel), recolectado por Calavia y depositado en el herbario Willkomm (COI); dicho material ya había sido citado por Nyman ( ), cita recogida posteriormente por Willkomm (1862); en dicha localidad no se ha vuelto a recolectar en época reciente. Mateo (1990) en el catálogo provincial de Teruel, recoge la cita de Valdés y añade otra de A. Aguilella de Arcos de las Salinas, referida probablemente a un ejemplar de herbario, pero que de momento no hemos podido consultar. Leyenda: Distribución actual de A. maritimus Zonas no urbaniza das potenciales en torno a su actual área de distribución Esteve (1972) cita la especie en Los Pedruchos, dentro de La Manga del Mar Menor (Murcia), donde localiza unos pocos ejemplares. Más tarde, Alcaraz et al. (1985) la indican en zonas próximas. Rigual (1972), por su parte, la indica en Alicante, no obstante, en las localidades alicantinas mencionadas se encuentran formas de sombra, más o menos herbáceas, de A. acutifolius L., confusión habitual en otras localidades norteafricanas donde también se ha indicado (Valdés et al., 2002). La revisión crítica del herbario Rigual (Fabregat 2002) confirma esa confusión. Recientemente, Bolós & Vigo (2001) consideran además su presencia en Gerona (Alto Ampurdán), aunque, de acuerdo con Pedrol (datos inéditos) el material de herbario estudiado parece corresponder a formas más o menos crasas de Asparagus officinalis. Por todo lo dicho, en el momento actual, la única localización ibérica confirmada de A. maritimus se corresponde con el entorno del Mar Menor en Murcia. Estado de conservación y protección legal Asparagus maritimus se encuentra protegido en el ámbito de la Región de Murcia (Decreto 50/2003) dentro de la categoría Interés Especial. Tal categoría de protección, al igual que para otras especies poco conocidas, se estableció con carácter cautelar, a la espera de Leyenda: Distribución actual de A. maritimus Microrreserva Botánica propuesta (MMA) Microrreserva Botánica propuesta (CARM ) LIC s terrestres tener un conocimiento más profundo sobre su distribución en Murcia y resto de España (Sánchez Gómez et al., 2002). Tal como se ha comentado, el areal de A. maritimus en la península Ibérica queda circunscrito a pequeños núcleos poblacionales en el entorno del Mar Menor (La Manga y Los Nietos) (Fig. 1). Tras un primer estudio poblacional, se han localizado 247 puntos de presencia y, dado que resulta difícil estimar el número de individuos, podemos apuntar que quedan menos de 1000, distribuidos en varias subpoblaciones, con un número variable que va de un sólo ejemplar a grupos de una centena. Los principales núcleos corresponden a Veneziola, El Chanco y Lo Pollo. En el momento actual, aunque algunas poblaciones vivan en comunidades Detalle de Asparagus maritimus. Conservación Vegetal, 11 1314 sabulícolas litorales, la mayoría se encuentran en lugares de elevada influencia antrópica, como son solares, zonas ajardinadas y suelos pisoteados y alterados, con una proyección en el futuro muy negativa, dada la fuerte actividad urbanizadora que existe en la práctica totalidad de su área actual. De acuerdo con las referencias sobre su presencia a partir de la década de los 70 y la evolución urbanística observada tras la visualización de fotografías aéreas desde el año 1956, podemos estimar que en los últimos 50 años ha desaparecido más del 90% de su hábitat potencial y las expectativas son especialmente negativas, dado que en la zona donde actualmente está la mayor parte de los efectivos (Veneziola) se está construyendo a un ritmo elevado. No obstante, en las inmediaciones de Veneziola ya existían terrenos ocupados por salinas en décadas pasadas. Otro de los problemas añadidos a la especie es su carácter dioico funcional. Parece observarse una escasez de pies femeninos, que en el caso de subpoblaciones muy reducidas, puede ocasionar incluso un tamaño efectivo de la población nulo. Recientemente, se ha propuesto a la Consejería de Industria y Medio Ambiente de la Región de Murcia la creación de una Microrreserva Botánica en la zona de Lo Pollo, donde se encuentra la especie de forma aislada. En última instancia, también se ha propuesto la creación de otra Microrreserva en terrenos de domino público marítimo-terrestre de la zona de Veneziola, a partir de los estudios realizados tras un convenio con el Ministerio de Medio Ambiente (Fig. 2). A nivel práctico, dado que la mayor parte del área ocupada por A. maritimus se encuentra en zona no protegida, resulta urgente traslocar los individuos ubicados en los terrenos urbanizables y establecer un protocolo de conservación ex situ que permita la conservación de germoplasma, la reproducción y programas de introducción en terrenos adyacentes de otras zonas protegidas del Mar Menor que posean un hábitat receptor a priori óptimo. Desde el punto de vista genético, la población murciana presenta patrones de restricción diferentes a otras estudiadas de Albania y Venecia (Moreno et al. 2006b; J. Gil, com.pers.); dicha singularidad genética parece indicar que se trata de una ESU (Unidad Evolutiva Significativa), lo que refuerza la urgencia de las medidas a tomar sobre la especie, sin menoscabo de que posteriores estudios de carácter evolutivo y agronómico dentro del grupo, combinados con los de carácter taxonómico, pudieran incluso sugerir cierta independencia del taxon. En la esfera legislativa, resulta necesaria la recalificación de esta especie a la categoría En Peligro de Extinción dentro del Catálogo Regional, así como su inclusión en el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas en la misma categoría. Agradecimientos Este trabajo ha sido financiado parcialmente gracias al convenio entre la Universidad de Murcia y el Ministerio de Medio Ambiente: Microrreservas Botánicas y lugares de interés para especies y comunidades vegetales en la Región de Murcia. Establecimiento y directrices de conservación. A Juan Gil de la Universidad de Córdoba por la información ofrecida. BIBLIOGRAFÍA Alcaraz F., M. Garre & P. Sánchez- Gómez (1985). Catálogo de la flora cormofítica de los sistemas de dunas litorales comprendidos entre Santa Pola y Calblanque (SE de España). Anales de Biología 6: Bolós O. & J. Vigo (2001). Flora del Països Catalans IV. Fundació Jaume I. Barcelona. Esteve, F. (1972). Vegetación y Flora de las Regiones Central y Meridional de la Provincia de Murcia. Centro de Edafología y Biología Aplicada del Segura. Murcia. Fabregat, M. (2002). La colección histórica del Dr. Abelardo Rigual en el herbario ABH: revisión nomenclatural y estudio crítico. Institut d Estudis Ilerdencs, Lleida. 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Catalogue des plantes vasculaires du nord du Maroc, incluant del clés d ídentification II. C.S.I.C. Madrid. Wilkomm, M. (1862). Smilacaceae. In M. Wilkomm & J. Lange (eds.): Prodromus Florae Hispanicae 1: Pedro SÁNCHEZ GÓMEZ 1, Juan Bautista VERA PÉREZ 1, Juan Francisco JIMÉNEZ MARTÍNEZ 2, Carlos AEDO 3 & Joan PEDROL 4 1 Facultad de Biología, Universidad de Murcia, Campus de Espinardo, Murcia. 2 Jardín Botánico de Valencia, c/ Quart 80, Valencia. 3 Real Jardín Botánico, Pza. de Murillo 2, Madrid. 4 ETSEA-Udl, Rovira Roure 191, Lleida. 14 Conservación Vegetal, 1115 PANORAMA AUTONÓMICO BASES GENÉTICAS PARA LA CONSERVACIÓN DE LA FLORA AMENAZADA DE ARAGÓN, I En este artículo se resumen los resultados más relevantes de los estudios genéticos desarrollados en tres plantas catalogadas en las máximas categorías de amenaza en la Comunidad Autónoma de Aragón y en su potencial aplicación a los programas de conservación y planes de recuperación actualmente vigentes para cada una de ellas. Los análisis moleculares han proporcionado datos de notable interés sobre la variabilidad y la estructura genética de las poblaciones de esta flora amenazada, lo que facilita la caracterización y selección de aquellas poblaciones más drásticamente afectadas debido a su pobreza genética o bien de aquéllas más singulares debido a su diversidad y exclusividad alélicas. Las estimaciones sobre las historias evolutivas de estas poblaciones nos han permitido establecer qué procesos geológicos y climáticos pretéritos y qué actividades humanas recientes han podido afectar y de qué manera a la riqueza o a la depauperación genéticas de estas plantas. Borderea chouardii (Gaussen) Heslot Es sin duda la planta más amenazada de Aragón y posiblemente sea también una de las más amenazadas de la península Ibérica. Esta especie fue la primera en contar con un plan de recuperación en Aragón y en España (Decreto 239/1994, de 28 de diciembre; BOA de 11/01/1995) y ha sido clasificada como especie críticamente amenazada en la Lista Roja de la Flora Vascular Española (VV.AA., 2000) y en el Atlas y Libro Rojo de la flora vascular amenazada de España (Bañares et al., 2003, 2005). B. chouardii continua siendo objeto de un plan de recuperación gestionado por el Gobierno de Aragón. Estudios genéticos anteriores basados en isoenzimas y en marcadores hipervariables RAPD (Random Amplified Polymorphic DNA), desarrollados por nuestro equipo en genotipos procedentes de la población natural, revelaron Figura 1: Árbol Neighbor-Joining de relaciones fenotípicas basado en las distancias genéticas euclídeas entre 46 individuos procedentes de la población natural y 35 semillas procedentes del banco de germoplasma de Borderea chouardii analizados mediante marcadores SSR. Subpoblación Sopeira-1 (círculo blanco), subpoblación Sopeira-2 (círculo negro), lotes de semillas de Cantera (cuadrado verde), Mina (triángulo azul), Barranco (cuadrado naranja), Cueva (triángulo rojo), y Rappel (rombo fucsia). unos bajos niveles de diversidad genética global en la especie (Segarra-Moragues & Catalán, 2002, 2003). Los valores notoriamente bajos de esos parámetros eran similares a los detectados en ciertas especies endémicas de distribución muy restringida. Estos resultados han sido probablemente consecuencia de los severos cuellos de botella genéticos que debió experimentar la única población de B. chouardii sobreviviente al glaciarismo que ha llegado hasta nuestros días. A través de posteriores estudios genéticos desarrollados con marcadores nucleares microsatélites (Single Sequence Repeat, SSR) logramos demostrar que esa única población de B. chouardii estaba fragmentada genéticamente, distinguiéndose dos núcleos, uno en la parte superior (Sopeira-1) y otro en la inferior (Sopeira-2) del acantilado (Segarra-Moragues et al., 2005a; Segarra-Moragues & Catalán, 2006). Cada uno de estos núcleos poseía alelos microsatélites exclusivos y los análisis genotípicos y fenotípicos indicaron la divergencia de los individuos actuales a partir de escasos elementos fundadores. Este descubrimiento podría tener importantes implicaciones para su conservación, al tratarse de dos subpoblaciones genéticamente aisladas, segregadas como poblaciones independientes. Los marcadores microsatélites han proporcionado igualmente datos valiosos para la caracterización genotípica de semillas procedentes del principal banco de germoplasma de B. chouardii analizadas en este estudio. Nuestros análisis moleculares han sido decisivos a la hora de asignar correctamente las procedencias de cinco lotes de semillas a sus núcleos poblacionales genéticos de origen. Esta caracterización genética de los lotes ha mostrado que la subpoblación Sopeira-1 se hallaba infrarrepresentada en el banco, contando únicamente con semillas de dos lotes (Cantera y Mina), 2 frente a la mayor representatividad de la subpoblación Sopeira-2, que contaba con semillas más numerosas de tres lotes (Barranco, Cueva y Rappel) (Segarra- Moragues et al., 2005b). Los esfuerzos recolectores para la implementación del banco de germoplasma deberían orientarse por tanto a la obtención de una mayor representación de semillas de este último núcleo. Vella pseudocytisus L. subsp. paui Gómez Campo Se trata de una planta sufruticosa del Mediterráneo occidental perteneciente a la familia de las crucíferas, de la que se han descrito tres subespecies (subspp. pseudocytisus, glabrescens y paui) (Gómez-Campo, 1981). La subespecie paui es un endemismo aragonés localizado en la provincia de Teruel, en los valles del Alfambra y del Turia. Existen testimonios de herbario de esta planta de los alrededores de Calatayud (Zaragoza), aunque no se ha vuelto a encontrar recientemente. Las otras dos subespecies se distribuyen en el centro y sur de España (subsp. pseudocytisus) y en el norte de Marruecos y Argelia (subsp. glabrescens). El estudio genético poblacional de V. pseudocytisus subsp. paui se abordó a través de dos técnicas moleculares diferentes, las isoenzimas y los marcadores hipervariables nucleares AFLP (Amplified Fragment Length Polymorphism) (Pérez- Collazos & Catalán, 2006). Se analizaron un total de 162 individuos correspondientes a seis poblaciones, dos del valle del Alfambra y cuatro del valle del Turia. Se detectó actividad enzimática en 19 loci y se obtuvieron patrones multilocus AFLP distintos para cada individuo. Las isoenzimas mostraron patrones con múltiples alelos para la mayoría de los sistemas, lo que corroboraba la tetraploidía indicada para esta planta, mientras que dos loci que mostraban heterozigosis fijada sirvieron para estudiar el modelo de herencia de dichos alelos en plantas madres y en sus progenies polínicas. La herencia comprobada de los patrones de heterozigosis fijada en el polen de las plantas madres apoya la hipótesis de la alopoliploidía ancestral de esta planta, perteneciente a un grupo de crucíferas esteparias relictas del terciario. Los marcadores AFLP detectaron unos niveles altos de diversidad genética en todas las poblaciones (h = 0.581). Los fenogramas basados en distancias genéticas entre individuos y poblaciones y sus correlaciones genético-espaciales indica- Conservación Vegetal, 11 1516 10 Figura 3:. Árbol Neighbor-Joining mostrando las relaciones entre 162 fenotipos AFLP de seis poblaciones de Vella pseudocytisus subsp. paui: Poblaciones: valle del Alfambra: Cuevas Labradas ( =VP01), Villaba Baja ( =VP02), Turia-1: Villel-1 ( =VP03), Villel-2 (g =VO04); Turia-2: Villastar-1 ( = VP05), Villastar-2 ( = VP06). ron la existencia de una fuerte estructura genética microespacial en el taxon repartida entre tres grupos (Alfambra, Turia-1, Turia-2) geográficamente próximos (<25km y <5km), pero sin aparente interacción genética entre ellos. La alotetraploidía de esta planta y su sistema de polinización alógama mediante insectos han contribuido probablemente al mantenimiento de los elevados niveles de diversidad genética observados en las poblaciones, mientras que fenómenos geoclimáticos pretéritos unidos a la intensa fragmentación del hábitat causada por el hombre ha podido incrementar el considerable aislamiento genético observado entre los tres núcleos poblacionales. En términos de conservación in situ, se considera necesario el establecimiento de pequeñas microrreservas genéticas de 1-2 ha para la preservación de las poblaciones de cada uno de estos grupos, mientras que la conservación ex situ debería orientarse hacia colecciones selectivas de lotes de semillas procedentes de cada uno de los tres núcleos genéticos. Krascheninnikovia ceratoides (L.) Gueldenst. Especie irano-turania perteneciente a la familia de las quenopodiáceas. Presenta una interesante disyunción geográfica en su área de distribución: por un lado se halla ampliamente repartida en las estepas centroasiáticas, -su probable centro de origen-, el Mediterráneo Oriental y algunos países del Este de Europa, y por otro aparece representada en ciertas localidades del Mediterráneo Occidental, en la península Ibérica (Aragón y Granada- Almería) y el norte de África (Atlas) (Bolós, 1951). Las poblaciones aragonesas constituyen las mayores reservas individuales de esta planta en España. Debido a su carácter relicto terciario, K. ceratoides se ha considerado como especie a proteger, contando en la actualidad con un Plan de Conservación en la C.A.A. Los estudios más recientes de esta planta en Aragón indican que sus poblaciones se hallan repartidas en dos zonas geográficamente separadas por 130 km, el valle medio del Ebro (Zaragoza) y el valle del Alfambra (Teruel) (Sainz Ollero et al., 1996). Los censos demográficos actualizados estiman en el número total de individuos de las poblaciones de esos núcleos. Si bien estas cifras indican que la especie no se halla en riesgo de amenaza inmediata en la C.A.A., se han constatado diferencias en cuanto al vigor de unas poblaciones con respecto a otras (Domínguez et al., 2001). La especie vive en comunidades esteparias, sobre suelos yesíferos y nitrogenados, formando parte de matorrales ruderalizados. Sus principales factores de amenaza son la presión ganadera y la destrucción del hábitat, y debido a su distribución finícola mediterránea, está incluida en la categoría de amenaza de Vulnerable en Aragón. Los estudios de diversidad y estructura genéticas de K. ceratoides se basaron en análisis de marcadores nucleares hipervariables ISSR (Inter-Simple Sequence Repeats) (Pérez-Collazos & Catalán, 2007). Se muestrearon un total de 150 individuos correspondientes a 5 poblaciones, 3 del valle del Ebro (Osera, Pina y Fuentes), y 2 del valle del Alfambra (Alfambra y Orrios). Se obtuvieron un total de 121 marcadores informativos que permitieron identificar a cada uno de los individuos por sus perfiles genéticos. Los índices de diversidad genética obtenidos en todas las poblaciones (h = 0.448) fueron mayores que los esperados para una planta de distribución restringida. Los análisis estadísticos de partición de la varianza y las correlaciones espaciales mostraron una fuerte diferenciación genética entre ambos valles (22.33%) y entre las poblaciones de cada valle (35.88%). Las agrupaciones ba- Eje 3 Eje 2 sadas en distancias genéticas detectaron además una nueva diferenciación de dos núcleos poblacionales dentro del valle del Ebro, uno correspondiente a la población de Osera y otro a las poblaciones de Pina y Fuentes. Los resultados genéticos sugieren que los relativamente altos niveles de diversidad genética y la fuerte estructuración espacial detectada en estas poblaciones aragonesas de K. ceratoides pueden deberse a la suma de los efectos de su tetraploidía, que le confiere mayor variabilidad genética potencial, su sistema de polinización alógama, y su éxito colonizador de nuevas zonas alteradas. No obstante, los datos ISSR reflejan también la existencia de una probable amplia área de distribución ancestral de la planta en la península Ibérica seguida de una reciente historia de fragmentación humana del hábitat. Dado que no existe un empobrecimiento genético aparente en estas poblaciones ibéricas de K. ceratoides, y puesto que el número promedio de individuos por población no es excesivamente alto (<1000), consideramos que la actual categoría de amenaza de Vulnerable debería ser mantenida. Entre las estrategias de conservación in situ, consideramos que sería positivo crear una microrreserva de ca. 2 ha para la población de Osera, genéticamente diferenciada y cuyos individuos muestran escaso vigor vegetativo y bajas tasas de fructificación. La colección de semillas para el banco de germoplasma debiera considerar la estructura genética detectada en este estudio, almacenando en lotes separados las semillas procedentes de los 3 núcleos Alfambra- Orrios Osera Eje 1 Pina- Fuentes Figura 5: Proyección tridimensional del análisis de componentes principales (PCO) con árbol de expansión mínima superimpuesto de 150 fenotipos ISSR correspondientes a cinco poblaciones aragonesas de Krascheninnikovia ceratoides. Los ejes 1, 2 y 3 acumulan 19.73%, 9.40% y 4.75% de la varianza total, respectivamente. Poblaciones estudiadas: valle del Ebro: Osera ( =KC1), Pina ( =KC2), Fuentes ( =KC3); valle del Alfambra: Alfambra ( =KC4), Orrios ( =KC5). 16 Conservación Vegetal, 1117 genéticos diferenciados (Osera, Pina- Fuentes, Alfambra-Orrios), que podrían ser utilizadas en potenciales futuros reforzamientos poblacionales sin alterar su estructura genética natural. Indirectamente, la conservación de las poblaciones aragonesas de K. ceratoides es de gran importancia, dada la falta de protección de esta planta en otros países europeos y mediterráneos donde ha sido catalogada como indeterminada (Rumanía), muy rara (Marruecos) o extinta (República Checa). Además, a pesar de la amplia distribución de K. ceratoides en Asia central, las poblaciones ibéricas constituyen su límite de distribución occidental más alejado y aislado, y es probable que se trate de poblaciones relictas con alelos exclusivos que constituyan un importante reservorio de la diversidad genética total de la especie. Agradecimientos Estos estudios fueron financiados por los Departamentos de Educación y Ciencia (proyecto P105/99-AV) y de Medio Ambiente (convenio ) del Gobierno de Aragón a nuestro equipo de investigación Bioflora de la Universidad de Zaragoza. Agradecemos a estas instituciones sus apoyos financieros, y de forma especial a Jesús A. Insausti, anterior jefe del servicio de Biodiversidad del Gobierno de Aragón, su interés en el desarrollo de estudios genéticos aplicados a la conservación de plantas amenazadas en la Comunidad Autónoma aragonesa. REFERENCIAS Bañares, A, G. Blanca, J. Güemes, J.C. Moreno & S. Ortiz, eds. (2003, 2005). Atlas y Libro Rojo de la Flora Vascular Amenazada de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza. Madrid. 1ª y 2ª edición. Bolós, O. (1951). Algunas consideraciones sobre las especies esteparias en la Península Ibérica. Anales del Instituto Botánico A.J. Cavanilles 10: Domínguez F., F. Franco, D. Galicia, J.C. Moreno, D. Orueta, H. Sainz & J. Blasco (2001). Krascheninnikovia ceratoides (L.) Gueldenst. (Chenopodiaceae) en Aragón (España): algunos resultados para su conservación. Boletín de la Sociedad Española de Historia Natural (Sección Biología) 96: Gómez-Campo, C. (1981). Taxonomic and evolutionary relationship in the genus Vella L. (Cruciferae). 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Lista Roja de la flora vascular española (valoración según categorías UICN). Conservación Vegetal 6: Pilar CATALÁN, Ernesto PÉREZ COLLA- ZOS, José Gabriel SEGARRA MORAGUES & Luis Ángel INDA Escuela Politécnica Superior de Huesca (Universidad de Zaragoza), Ctra. Cuarte km 1, Huesca. CONSERVACIÓN DE FLORA AMENAZADA EN EL PARQUE NACIONAL DE LOS PICOS DE EUROPA Picos de Europa: la historia natural en vivo El Parque Nacional de los Picos de Europa engloba en sus ha, además de los impresionantes macizos occidental, central y oriental, los valles de Sajambre, Valdeón y Camaleño, que dan nacimiento a los ríos que dividen la enorme masa calcárea y la rodean (Sella, Cares y Deva, respectivamente). Este espacio natural ha tenido históricamente un carácter de encrucijada, con migraciones sucesivas de especies desde las áreas alpino-pirenaica, occidental ibérica y mediterránea, durante las oscilaciones climáticas del Terciario y del Cuaternario. Para diversas especies de fauna y flora, los Picos de Europa constituyeron un refugio durante dichas oscilaciones. De todos estos aconteceres nos quedan testimonios vivos. Pasear por los Picos de Europa, con los ojos bien abiertos, es un viaje en el tiempo. Algunos helechos subtropicales propios del clima tropical del Terciario, aún sobreviven en los barrancos húmedos cercanos a la costa. Plantas propias de las estepas áridas penetraron también durante los períodos fríos y secos del Cuaternario y sobreviven acantonadas en los desfiladeros sometidos a vientos desecantes. Los elementos boreo-alpinos que pudieron extenderse durante los períodos glaciares, perduran aún en las altas cumbres de los Picos, donde las condiciones son tan extremas como una vez lo fueron al pie de los glaciares que erosionaron y modelaron el paisaje que conocemos. Diversos factores han condicionado este carácter de refugio y la capacidad de albergar elementos tan diversos: el relieve del territorio y el desnivel altitudinal (de los 100 a los m de altitud); las influencias continentales que le llegan por el sur y oceánicas que dejan su huella en las fachadas septentrionales del Parque, cuyas montañas miran de frente al litoral cantábrico, situado a escasos kilómetros de distancia; la variedad de exposiciones a los vientos en función del relieve y la diversidad de sustratos geológicos. Los materiales calizos predominan en el área del Parque ocupada por los tres macizos y los silíceos en las zonas bajas de contacto con los mismos y en el eje de la Cordillera Conservación Vegetal, 11 1718 Cantábrica (parte alta de los valles de Sajambre, Valdeón y Camaleño). Se calcula la presencia en el área del Parque Nacional de los Picos de Europa de unos taxones de flora vascular, lo que supone una quinta parte de la flora española si suponemos que el número de taxones españoles alcanza los (Castroviejo, 2002), según otras estimaciones (Blanco, 1988)-. Con respecto a los endemismos, en Picos de Europa están presentes alrededor de un 10% de los endemismos de la flora iberobalear (Pita & Gómez Campo, 1990; Moreno Saiz & Sainz Ollero, 1992; Sainz Ollero & Moreno Saiz, 2002). Por otra parte, si se aplica la metodología empleada en el Atlas y libro rojo de la flora vascular amenazada de España (Bañares et al., 2004), los Picos de Europa se configuran como Área muy importante para la flora en función de las categorías de amenaza y endemicidad de las especies presentes. Trabajos florísticos recientes en el Parque Nacional Desde el año 2002 se vienen realizando en el Parque Nacional de los Picos de Europa, en colaboración con la Universidad de Oviedo y con el Jardín Botánico Atlántico, diversos trabajos relacionados con la conservación de flora, como la herborización, revisión del catálogo florístico, la colaboración en el seguimiento de especies en peligro, o la localización de nuevas poblaciones de plantas amenazadas. En 2004 se decidió dar un marco común a todos estos trabajos, estableciendo una serie de objetivos a largo plazo bajo la forma de un Programa de Conservación de la Flora Vascular del Parque Nacional Picos de Europa (Bueno et al., 2005). El Programa se estructuró en diversas fases de aproximación que habrían de conducir a la redacción de un Plan de Conservación, basado en la información recopilada. Simultáneamente, se presentó una Lista de Flora Vascular Amenazada para el espacio protegido, con tres niveles de prioridad y una recomendación sobre los trabajos a efectuar para cada nivel. La lista fue elaborada tras analizar y estudiar los diversos catálogos legales y listas rojas existentes que afectan a este territorio y proceder a la aplicación de criterios científicos basados en el conocimiento local de las especies. El Programa de Conservación fue organizado inspirándose en otras experiencias similares, como el diseño elaborado para el Parc National des Pyrénées en Francia (Valadon, 2003), dada la gran similitud de objetivos. Asimismo, se tuvo en cuenta la metodología desarrollada dentro del Proyecto AFA (Albert et al., 2001) en la fase de descripción de las poblaciones, con el objeto de obtener unos resultados fácilmente asimilables a la base de datos de dicho proyecto. La estructura final del Programa de Conservación de Flora Vascular del Parque Nacional de los Picos de Europa se dividió en 5 fases. Los objetivos a desarrollar en cada una de ellas se resumen a continuación: FASE 1 - RECOPILACIÓN BIBLIOGRÁFICA Objetivo 1.1 Catálogo florístico del Parque Nacional Objetivo 1.2 Lista de especies a proteger: Recopilación de Listas Rojas y Catálogos, criterios de selección. Fichas de identificación de cada taxón de la Objetivo 1.3 lista, incluyendo: fotografía, iconografía, citas dentro del Parque, etc. Cartografía digital de las citas en el Parque, y Objetivo 1.4 base de datos integrada con información general sobre cada planta y sus citas. FASE 2 - CARTOGRAFÍA Y DESCRIPCIÓN DE LAS POBLACIONES Objetivo 2.1 CONOCIDAS DE TAXONES INCLUIDOS EN LA LISTA DE ESPECIES A PROTEGER Visita a las poblaciones conocidas, y toma de datos sobre: demografía (censo directo o estimado), área de ocupación, etc. Objetivo 2.2 Caracterización del hábitat. Objetivo 2.3 Evaluación del estado de conservación FASE 3 - CARTOGRAFÍA DETALLADA (E: 1/10.000) DE LAS Objetivo 3.1 Objetivo 3.2 COMUNIDADES VEGETALES DEL PARQUE NACIONAL Y PROSPECCIÓN DE NUEVAS POBLACIONES DE LAS ESPECIES A PROTEGER Elaboración de mapas de vegetación de detalle del área de estudio. Prospección de nuevas poblaciones de las plantas prioritarias, en función de su hábitat conocido. FASE 4 - SÍNTESIS DE LOS DATOS Objetivo 4.1 Distribución espcial, número y tamaño de las poblaciones. Objetivo 4.2 Evaluación de su estado de conservación. Objetivo 4.3 Identificación de áreas de especial importancia para la flora dentro del Parque. FASE 5 - PLAN DE CONSERVACIÓN Objetivo 5.1 Objetivo 5.2 Seguimiento de las poblaciones y áreas importantes para la flora. Adopción de medidas de conservación, si son necesarias. Objetivo 5.3 Investigaciones complementarias. Desde 2004 hasta el momento se ha ido dando cumplimiento a las distintas fases del Programa de Conservación. Los trabajos de catálogo florístico siguen en curso, disponiéndose de unos pliegos de herbario del territorio. Se dispone de una lista de especies a proteger, de un Manual de la Flora Amenazada del P.N. (que resume la información básica de cada una de las especies de la lista, incluyendo fotografías y dibujos para facilitar su identificación), y de una base de datos que recoge todas las citas conocidas de las mencionadas especies. En abril de 2006 se dio inicio a un proyecto conjunto financiado por el Parque Nacional y coordinado por el Jardín Botánico Atlántico, para la cartografía de las poblaciones de flora amenazada y de las unidades de vegetación del Parque a escala detallada (1:10.000). En el proyecto participan el Área de Conservación del Parque Nacional (guardería y técnicos) y 22 botánicos profesionales pertenecientes a las Universidades de Oviedo, León y Cantabria. Al término del proyecto, en abril de 2008, en cuanto a flora amenazada se refiere, se dispondrá de censos, mapas de distribución e información sobre el estado de conservación de cada una de las especies. Estaremos, pues, en disposición de reevaluar la Lista de Taxones a Proteger y de elaborar un Plan de Conservación, que incluya el seguimiento de poblaciones de las especies amenazadas y de las áreas importantes para la flora en el Parque, la adopción de medidas de conservación en las poblaciones que así lo requieran y la definición de investigaciones complementarias a desarrollar en el futuro. La cartografía de poblaciones de flora amenazada y de unidades de vegetación se concibe como una herramienta básica de gestión. Con respecto a las poblaciones de flora amenazada, se trata de impedir posibles impactos negativos y de definir Áreas importantes para la flora en el Parque. En cuanto a las unidades de vegetación, se está abordando la revisión de las comunidades vegetales existentes en el Parque, ya que la escala de detalle (1:10.000) en la que se está trabajando así lo exige. Desde el importante trabajo, La vegetación de la Alta Montaña Cantábrica, Los Picos de Europa que en su día Pulsatilla rubra subsp. hispanica W. Zimm. con las cumbres del Macizo Central de fondo. 18 Conservación Vegetal, 1119 realizaran en este sector montañoso Salvador Rivas Martínez y colaboradores (Rivas Martínez et al, 1984), nunca se habían coordinado para trabajar en este territorio, en un proyecto común, un número tan grande de botánicos, pertenecientes a diferentes centros de investigación. Tras la finalización de este proyecto, verán la luz, una cartografía de vegetación actualizada del Parque Nacional, y una cartografía en detalle de su flora amenazada, que sin duda va ha ser de gran utilidad para la gestión del valioso patrimonio natural que éste alberga. Esta información será útil, entre otras cosas, como herramienta base para todos los estudios de hábitat de las diferentes especies de fauna, incidiendo de manera especial en la conservación del urogallo (Tetrao urogallus subsp. cantabricus) y del oso (Ursus arctos), ya que posibilita el estudio cuantificado de la fragmentación del paisaje y del hábitat. Toda esta información, bibliográfica y resultante del trabajo de campo, relativa tanto a flora como a vegetación, está siendo integrada en un Sistema de Información Geográfica, en forma de una potente base de datos. Además, se está construyendo un visor cartográfico que permitirá, de forma sencilla, localizar geográficamente todas las citas de plantas existentes. A través de estas herramientas, el Parque dispondrá de un sistema básico para la visualización de datos geográficos y biológicos de las plantas incluidas en el estudio, pudiendo en todo momento ampliar o corregir la información existente. Perspectivas futuras La elaboración y puesta en marcha de planes de gestión de las distintas especies de flora amenazada, y la segunda fase de la cartografía de unidades vegetales del Parque a 1:10.000, a realizar a partir de abril de 2008, disfrutarán de un nuevo escenario administrativo. La transferencia de las competencias de gestión de los Parques Nacionales a las Comunidades Autónomas, plantea en Picos de Europa un nuevo marco de colaboración inter-autonómica que puede ser muy beneficioso para la conservación de su flora. Como ya se ha planteado en el seno de la Red Cantábrica para la Conservación de la Flora, (Bueno et al., 2007) en la mayoría de los casos, la distribución de las plantas amenazadas desborda los límites autonómicos, y su conservación exige acciones coordinadas entre distintas instituciones. El estudio y desarrollo de metodologías y planes de conservación comunes, a la luz de la escasez de profesionales y de recursos, parece una excelente opción. Asimismo, y en cuanto a la colaboración entre diferentes sectores se refiere, se ha producido durante estos años el tan deseado encuentro entre investigadores y gestores. Los resultados no podían ser mejores. La inmediatez de respuesta que plantean los problemas de conservación sobre el terreno, junto con el rigor científico y los medios académicos, han rendido una estrategia destinada a elaborar, en un lapso de tiempo corto, herramientas de alta calidad científica y directamente aplicables a la gestión, como puede ser la cartografía de poblaciones de flora amenazadas. Nos quedan por delante dos retos de gran importancia: integrar a los habitantes del territorio en las tareas de protección de la flora (propietarios de terrenos, ganaderos, escolares, visitantes, etc.) y conseguir una colaboración interautonómica que posibilite conocer mejor, divulgar y proteger el valiosísimo patrimonio natural que poseemos. [El Manual de Flora Vascular Amenazada del Parque Nacional de los Picos de Europa se distribuye gratuitamente a instituciones de enseñanza e investigación, asociaciones y particulares que justifiquen una actividad vinculada a la conservación del medio natural, previa petición firmada y por correo postal al Sr. Director del Parque Nacional de los Picos de Europa, c/ Arquitecto Reguera, Oviedo, ASTURIAS] REFERENCIAS Albert, M.J., A. Bañares, A. Escudero, J.M. Iriondo, M. de la Cruz, F. Domínguez, M.B. García, M. Marrero, J.C. Moreno, H. Sainz & E. Torres (2001). Atlas de Flora Amenazada. Manual de Metodología. Ministerio de Medio Ambiente. España. (inédito). Bañares, A., G.Blanca, J. Güemes, J.C. Moreno & S. Ortiz, eds. (2004). Atlas y libro rojo de la flora vascular amenazada de España. Madrid, Dirección General de Conservación de la Naturaleza. Blanco, E. (1988). Nuestra flora en peligro. Vida Silvestre 63: Bueno, A., I. Felpete, J.A. Fernández.Prieto, B. Jiménez Alfaro, H. Nava, A. Mora & A. González (2005). Programa de conservación de la flora vascular del Parque Nacional Picos de Europa (España). En: Largier, G., Gauquelin, T., Cugny, P. (Ed. Sc.). Actes du VIIe colloque international de botanique pyrénéo-cantabrique, Bagnères de Bigorre, 8, 9 & 10 juillet Bull. Soc. Sci. Nat. Toulouse 141(2): Bueno,A, B. Jiménez Alfaro & J.A. Fernández.Prieto (2007). Plantas prioritarias para la conservación en el ámbito cantábrico: perspectivas para la Red Cantábrica de Conservación de Flora. Naturalia Cantabricae 3 (en prensa). Castroviejo, S. (2002). Riqueza florística de la península iibérica e Islas Baleares: el proyecto Flora iberica. En: F.D. Pineda, J.D. Miguel, M.A. Casado & J. Montalvo (Eds.) La Biodiversidad en España. Prentice Hall-CYTED Moreno Saiz, J.C. & H. Sainz Ollero (1992). Atlas corológico de las monocotiledóneas endémicas de la Península Ibérica e Islas Baleares. Bases para una política de conservación. Colección Técnica. ICONA. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Madrid, 354 págs. Pita, J.M. & C. Gómez-Campo (1990). La flora endémica ibérica en cifras. En: Hernández Bermejo, J.E., Clemente, M. y Heywood, V. (eds.) Conservation techniques in Botanic Gardens. Koeltz Sci. Books, Koenigstein. Págs Rivas-Martínez, S., T.E. Díaz, J.A. Fernández.Prieto, J. Loidi &A. Penas, A. (1984). La vegetación de la Alta Montaña Cantábrica, Los Picos de Europa. León, Ediciones Leonesas. Sainz Ollero, H. & J.C. Moreno Saiz (2002). Flora vascular endémica española. En: Pineda, F.D., de Miguel, J.M, Casado, M.A. & Montalvo, J. (eds.). La diversidad biológica en España. Pearson Educación, Madrid. Págs Álvaro BUENO SÁNCHEZ 1 & Amparo MORA CABELLO DE ALBA 2 1 Jardín Botánico Atlántico Departamento BOS. Universidad de Oviedo, Avda. Jardín Botánico s/n, Gijón (Asturias). 2 Área de Conservación, Parque Nacional Picos de Europa, Avda. Covadonga 43, Cangas de Onís (Asturias). Conservación Vegetal, 11 1920 DOSSIER: ASTURIAS ESPACIOS NATURALES PROTEGIDOS EN EL PRINCIPADO DE ASTURIAS En las últimas décadas, la protección selectiva de aquellos espacios naturales que por sus características y valores naturales requieren una consideración especial, ha supuesto y supone un instrumento de gran importancia dentro de la política general de conservación de la Naturaleza. Actualmente, esta protección no sólo considera valores puramente estéticos y paisajísticos, sino que también contempla aspectos y finalidades más estrictamente ambientales, como el mantenimiento de ecosistemas frágiles, de especies amenazadas y de los procesos biológicos naturales. En el caso de Asturias, la gran riqueza y variedad de su medio natural se traduce en un significativo número de espacios naturales que resultan acreedores de un especial interés conservacionista. En la actualidad en el Principado de Asturias coexisten cuatro redes de es-pacios naturales que responden a la aplicación de diversas normas jurídicas de ámbito autonómico, estatal o europeo, y a la aplicación de convenios o programas de carácter internacional. Estas redes son la Red Regional de Espacios Naturales Protegidos, la Red Natura 2000, los Humedales de importancia internacional y las Reservas de la Biosfera. Parte de estas redes se encuentran superpuestas, lo que significa que existen espacios naturales que pertenecen simultáneamente a más de una, y así, por ejemplo, Somiedo es al mismo tiempo Parque Natural, Lugar de Importancia Comunitaria, Zona de Especial Protección para las Aves y Reserva de la Biosfera. La Red Regional de Espacios Naturales Protegidos En España, el marco normativo básico en materia de espacios naturales protegidos se encuentra definido por la Ley de Conservación de los Espacios Naturales y de la Flora y Fauna Silvestres. Dicha norma establece cuatro categorías de protección para los espacios en función de los bienes y valores a proteger, siendo éstas las de parques, reservas naturales, monumentos naturales y paisajes protegidos. No obstante, esta norma confiere a las Comunidades Autónomas la capacidad para establecer, en el marco de sus competencias, otras figuras de protección propias para los espacios naturales. En aplicación de este precepto, Asturias aprobó en el año 1991 su propia normativa a través de la Ley de Protección de de los Espacios Naturales, la cual vino a acomodar las figuras de protección definidas en la legislación estatal a la realidad asturiana. De esta forma, la norma asturiana subdivide a los parques en nacionales y naturales, y a las reservas naturales en integrales y parciales, mientras que tanto los monumentos naturales como los paisajes protegidos no sufren modificación respecto a las figuras estatales. Además, la ley asturiana contempla el agrupamiento de la totalidad de los espacios naturales protegidos en Asturias en una Red Regional de Espacios Naturales Protegidos, cuya definición ha sido establecida en el año 1994 por el Plan de Ordenación de los Recursos Naturales del Principado de Asturias (PORNA), y se encuentra estructurada en diferentes tipos y niveles de protección con el fin de dar respuesta a las necesidades de conservación de los recursos naturales del Principado y a facilitar la gestión de los mismos. Para la configuración de la Red, el PORNA partió de los espacios protegidos con los por aquel entonces contaba la región, es decir, el Parque Nacional de la Montaña de Covadonga, la Reserva Biológica de Muniellos y el Parque Natural de Somiedo, y a ellos se añadieron dos Parques Naturales, nueve Reservas Naturales Parciales, diez Paisajes Protegidos y 35 Monumentos Naturales. Pero, al mismo tiempo, el PORNA contempla la posibilidad de ampliar la Red Regional de Espacios Naturales Protegidos mediante la declaración de nuevos espacios, y en aplicación de este precep- to, han sido declarados e incorporados con posterioridad a la Red dos nuevos Parques Naturales, un Paisaje Protegido y seis Monumentos Naturales. De esta forma, la Red actualmente se encuentra integrada por los siguientes espacios : PARQUE NACIONAL DE PICOS DE EUROPA (DECLARADO POR LEY 16/1995) PARQUES NATURALES: Somiedo (Declarado por Ley 2/1988) Redes (Declarado por Ley 8/1996) Fuentes del Narcea, Degaña e Ibias (Declarado por Ley 12/2002) Ponga (Declarado por Ley 4/2003) Las Ubiñas-La Mesa (Declarado por Ley 5/2006) RESERVA NATURAL INTEGRAL DE MUNIELLOS (DECLARADA POR LEY 9/2002) RESERVAS NATURALES PARCIALES: Peloño (Sin declarar) Cueto de Arbás (Sin declarar) Ría del Eo (Sin declarar) Ría de Villaviciosa (Declarada por Decreto 61/1995) Barayo (Declarada por Decreto 70/1995) Cueva de Las Caldas (Declarada por Decreto 66/1995) Cueva del Sidrón (Declarada por Decreto 69/1995) Cueva Rosa (Declarada por Decreto 67/1995) Cueva del Lloviu (Declarada por Decreto 68/1995) PAISAJES PROTEGIDOS: Costa Oriental (Sin declarar) Cuenca del Esva (Sin declarar) Cabo Peñas (Declarado por Decreto 80/1995) Costa Occidental (Sin declarar) Sierras de Carondio y Valledor (Sin declarar) Sierra del Aramo (Sin declarar) Sierra del Sueve (Sin declarar) Sierra del Cuera (Sin declarar) Peña Ubiña (Incorporado al Parque Natural de Las Ubiñas-La Mesa) Pico Caldoveiro (Sin declarar) Cuencas Mineras (Declarado por Decreto 36/2002) MONUMENTOS NATURALES (41 ESPACIOS), DE LOS QUE PODRÍAN MENCIONARSE: Bufón de Santiuste (Llanes) (Decreto 141/2001) Cascadas de Oneta (Villayón) (Decreto 45/2002) Charca de Zeluán y Ensenada de Llodero (Gozón) (Decreto 100/2002) Cueva Huerta (Teverga) (Decreto 113/2002) Playa de Cobijeru (Llanes) (Decreto 140/2001) Tabayón de Mongayu (Caso) (Decreto 38/2003) Tejo de Bermiego (Quirós) (Decreto 71/1995) 20 Conservación Vegetal, 11 Mostrar más
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