Hasta este momento, el mismo había sido ordenado como un bosque semideciduo, dado que a él no se asocian elementos florísticos que se encuentran en los manglares. Partiendo de otros estudios estos ecosistemas se consideran como "La formación más abundante en las zonas costeras, en los suelos fangosos bajos [Rhizophoro-Avicennieta germinantis" (Knapp, 1964 y Borhidi y Risco, 1979)].
Este tipo de vegetación forma bosques siempreverdes, con árboles de un solo estrato, que puede estar acompañado por hierbas y suculentas. Según criterios fisionómicos, puede clasificarse como manglar de franja, manglar mixto, y manglar achaparrado (Lugo y Snedker, 1974).
A pesar de no cumplir con todos los criterios fisionómicos planteados por diferentes autores, la especie dominante en el estrato arbóreo es una sola Conocarpus erecta L. En el anexo 18 se muestra la estructura y composición florística del ecosistema. Nótese, que también acompañan a la especie dominante otras herbáceas típicas de zonas costeras, como el Sesuvium portulacastrum L., el Sporobolus virginicus L., entre otras. En el anexo 19 se expone el listado florístico de dicho ecosistema.
Todo parece indicar que este manglar quedó atrapado como relicto de la última transgresión ocurrida la región. Este se ubica sobre rocas cuaternarias, las más recientes en Cuba, coincidentes con las de la cuenca media del Cauto.
Otro elemento que corrobora la clasificación de esta formación boscosa como manglar, descrita hasta el momento como bosque semideciduo, es la disposición espacial que ocupan otras formaciones vegetales que están presentes en esta área de estudio, lo cual puede apreciarse en el anexo 20, a través de un transepto de vegetación.
Existe coincidencia de esta distribución con el comportamiento normal de la vegetación en la zona costera del litoral sur de nuestra provincia Las Tunas, y en otras regiones del país; solo que esta se encuentra ubicada a más de 50 km de la línea de costa, a menos de 18 km del parteaguas que divide la vertiente sur de la norte en nuestra provincia.
Al superponer el mapa florístico de la zona al mapa geológico correspondiente, se evidencia una coincidencia de ambos límites, lo que determina la presencia del mar en épocas geológicas recientes en el sur de Las Tunas. Esto pudiera evidenciar un proceso de salinización primaria de los suelos de dicha área, proceso descrito hasta el momento, como de carácter secundario.
Por otra parte, es criterio del autor de esta Tesis, la necesidad de considerar como un elemento en el proceso de la ordenación forestal sostenible la presencia de la vegetación de sabanas, representadas en el anexo 21.
Las sabanas del área de estudio, como ecosistemas, presentan especies de palmas del género Copernicia, en el estrato arbóreo, las cuales son explotadas, tanto por el valor de su madera como de sus pencas, en construcciones rústicas. Su capacidad de adaptabilidad a condiciones edáficas con altos niveles de salinidad (ver anexo 6a) y a altos periodos prolongados de encharcamiento en época de lluvia, propician una alta fragilidad de dicho ecosistema. Esto constituye un elemento imprescindible a considerar para concebir manejos científicamente argumentados en el proceso de ordenación que hoy no se te tienen en cuenta en el país.
Las sabanas, según Ellemberg y Mueller-Dumbois (1966) son consideradas ecosistemas tropicales, cuyo estrato dominante está formado por plantas herbáceas, con árboles entremezclados, más o menos repartidos uniformemente, que pueden ser palmas, pinos, árboles latifolios siempreverdes, caducifolios o espinosos.
La existencia en Cuba de sabanas y su posible origen, es un tema muy polémico, sin embargo las primeras informaciones de estos lugares datan de apenas dos meses después del descubrimiento de la Isla, en 1492, cuando el Padre las Casas menciona la existencia de herbazales grandísimos a los que los nativos llamaban sabanas. (García, 1987).
De manera general en Cuba existen dos tipos básicos de estas áreas: sabanas de origen natural y sabanas de origen antrópico, seminatural o secundaria. Las primeras se pueden considerar como una formación natural predominantemente herbácea y las segundas, cuando son el producto de la acción humana. (Borhidi y Herrera, 1977; Borhidi, 1988, 1998).
Según criterios de Borhidi (1998), una variante de las sabanas naturales, la constituyen las sabanas edáficas altamente húmedas, que en Cuba ocupan del 3 al 5% del territorio nacional, desarrollándose en los valles de los ríos, donde existen fluctuaciones extremas del agua en el suelo. Las especies características son las de palmas altas del género Copernicia, las de árboles micrófilos, en general espinosos, tales como las de los géneros de Belairia, Acacia, Caesalpinia. Aparece un estrato herbáceo de 80 a 150 cm de altura.
Se coincide con los criterios de Matos (1999), que asume la existencia en Cuba de sabanas naturales sobre la base de condiciones edáficas que no sustentan formaciones boscosas.
En el anexo 22 se muestran los resultados del proceso de evaluación de bosques degradados (bosques secundarios), antes y después de la reconstrucción, que corroboran lo antes expuesto. Esto infiere la necesidad de transitar de la reconstrucción forestal a la restauración de ecosistemas forestales, entendida esta última por el autor de esta Tesis como las intervenciones humanas de carácter profiláctico e integral, que conlleven a un acercamiento a las condiciones ambientales naturales de los ecosistemas forestales degradados, permitiendo una reanimación ecológica de sus componentes.
Según estos criterios la densidad boscosa siempre debe ser menor de 0,4 % para ejecutar la reconstrucción. Este elemento absolitiza la cantidad de árboles que generan madera por área y descuida la presencia de una riqueza de especies arbustivas y herbáceas que están presentes en el mismo espacio y que no son tenidas en cuenta en el proceso de evaluación.
Un ejemplo de lo anterior lo constituyen los ecosistemas forestales de matorral xeromorfo costero, los cuabales y carrascales, en que la presencia de árboles es mínima, a pesar de no ejecutarse ningún método de explotación que conlleve a su degradación y estos ser ambientalmente óptimos por su riqueza florística y faunística.
Los otros dos indicadores que definen la reconstrucción son la presencia de especies valor económico y de individuos de estas especies. Cuando estos valores son inferiores, respectivamente, al 30 y 20 % de representatividad, se precisa de su reconstrucción.
Es evidente que cada especie tiene una capacidad de adaptabilidad para determinadas condiciones edafoclimáticas, y en determinados casos, forman ecosistemas con especies arbóreas predominantes, como son los pinares, manglares y encinares. En determinadas condiciones existen bosques semideciduos que están dominados por una especie, como es el caso de los soplillares.
Es necesario la incorporación de los índices de diversidad biológica como un elemento imprescindible en la ordenación forestal sostenible, ya que todos los componente de la biodiversidad tienen que ser tenidos en cuenta, para evitar impactos irreversibles a causa del manejo mal concebido.
La silvicultura, en el proceso de planificación, define manejos como resultado de la ordenación que conllevan, según el estado de degradación de los ecosistemas, a la reconstrucción o transformación directa, ya que los volúmenes madereros no son económicamente valiosos, teniendo en cuenta elementos técnicos que determinan el futuro del bosque.
La densidad del bosque, el por ciento de especies económicamente valiosas y la representatividad de los individuos de estas especies son los criterios, que desde el punto de vista biológico determinan el tratamiento a ejecutar en la ordenación actual.
Es evidente que en los ecosistemas, a pesar de su deterioro exista una riqueza de especies, tanto de animales como de plantas que, aunque no tenga un valor marcado desde el punto de vista económico lo tienen desde el punto de vista ambiental o social; este último, asociado al desconocimiento de los valores potenciales que puedan estar presentes en la diversidad de especies existentes.
En el anexo 23 se muestran los listados de especies de interés forestal como recurso maderero. Nótese la variabilidad de especies en dependencia del tipo de formación boscosa. Si tomamos el ecosistema de manglar como ejemplo, solo aparecen 4 especies arbóreas de interés. El 30 % de su valor comercial lo representa una sola especie. Esto presupone la ejecución de la reconstrucción forestal y no es exactamente así, ya que dentro de las variantes de las formaciones vegetales aparece el manglar de franja, que se caracteriza por la presencia de una sola especie dominante (Rhizophora mangle).
Según los resultados de evaluaciones florísticas dentro de este ecosistema (ver anexo 19), el total de especies inventariadas son 37. La presencia de árboles con fines madereros solo representa el 10,8 %. Este indicador determina el futuro manejo del ecosistema. No necesariamente hay que alcanzar esos niveles estandarizados, ya que este varía en dependencia del ecosistema.
Por el contrario este autor es del criterio que debe considerarse el ciento por ciento de los valores de la biodiversidad.
Su control y manejo, en relación con la gestión forestal sostenible, está referida a un conjunto constitutivo de rodales forestales, a unidades paisajísticas (Olivier, 1992) o a unidades de gestión (fincas de algunas hectáreas a varias decenas de hectáreas). Las características esenciales y los elementos claves que habrán de tenerse en cuenta, a intervalos regulares, podrían ser los siguientes, como orientaciones referentes a la magnitud de la masa forestal:
Los diámetros, alturas y características de todos los árboles por encima de un diámetro predeterminado, con objeto de precisar la estructura de la masa forestal.
El índice de fertilidad forestal en relación con las condiciones estacionales.
Los elementos topográficos.
Los suelos y el sustrato geológico de los bosques, incluida la naturaleza y la profundidad de los humedales.
La vegetación en el suelo con referencia particular a toda especie rara o insólita (es también oportuno señalar la presencia de hongos, briofitos, líquenes, etc.).
La presencia y la importancia de la regeneración (plántulas o árboles que no han alcanzado todavía un diámetro determinado).
La naturaleza y la cantidad de toda madera muerta, es decir ramas o troncos secos caídos o en pie o en descomposición dentro del bosque o plantación.
La influencia humana y la historia del bosque (cultivo, derechos de uso, tala, corta, caza, etc.).
Los ecotonos notables y las especies particularmente asociadas a los ecosistemas en contacto (interfaz bosque-agricultura, bosque-terreno abierto, por ejemplo).
En lo que concierne particularmente al inventario mismo y sus modalidades, teniendo en cuenta la gran variedad de elementos observables, la metodología propuesta para medir y controlar la biodiversidad se basará, en principio, en un muestreo en la medida en que es importante proporcionar información sobre la variabilidad espacial y la heterogeneidad en el interior del bosque.
Convendría proceder a una estratificación de las unidades de muestreo para tener la seguridad de que las zonas con gran diversidad biológica estén correctamente representadas en la muestra.
Desde un punto de vista pragmático, deberían realizarse prioritariamente observaciones sobre los puntos siguientes, adaptándolas eventualmente a las condiciones particulares de cada caso:
La vocación principal del bosque (producción, zonas protegidas, zonas de conservación biológica, silvícola y genética).
El pasado del bosque (tratamiento silvícola o situación anterior, impacto humano).
Los biotopos notables (viejo bosque inculto, bosque natural, geomorfología particular, formaciones vegetales raras).
El paisaje (abierto, cerrado, alejado).
Las condiciones sanitarias (contaminación atmosférica, daños de diversos orígenes).
La flora herbácea, los frutos y los hongos.
Los linderos del bosque (estructura, composición, anchura y longitud).
Otros aspectos particulares (maderas especiales, árboles notables).
En un inventario forestal clásico, las variables relativas al medio se registran, sobre, todo en función de la influencia que ejercen sobre la productividad forestal (Pelz, 1995), lo que, sin embargo, no excluye que se utilicen con otro fin.
Otro indicador a considerar lo constituye la participación ciudadana. Actualmente los intereses sociales, por lo general, quedan al margen en la ordenación forestal, ya que no son concebidos desde el primer momento de la planificación. Los resultados de las personas encuestadas en la comunidad forestal seleccionada (Montes Grandes- ver anexo 24 ) demuestran que:
El 96,3 % de los encuestados plantean que no participan en la planificación.
El 93,2 plantean que no se tienen en cuenta sus intereses para acceder a los beneficios de los ecosistemas.
El 78,6 % conocen de la existencia de los beneficios indirectos de los ecosistemas forestales, los cuales no son aprovechados.
Solo el 16,6 % de las personas económicamente activas de la comunidad forestal participan directamente en la actividad, por la carencia de incentivos.
El 74,9 % se sienten responsables de la protección y cuidado del ecosistema.
III.2.- Evaluación de impacto ambiental
Deviene en una necesidad comprender el carácter holístico de la ordenación forestal. Para ello se evalúan, junto a los impactos generados por causas naturales, aquellos de origen antrópico.
Como sector para la evaluación de impacto, dentro del área de estudio se tomó la zona sur costera del municipio Jobabo, en la cual se localiza el ecosistema forestal de mayor fragilidad (los manglares). Fue necesario necesaria la confección de un mapa a escala 1:10 000, en el que se representa la distribución espacial de los principales componentes del ecosistema (cuerpos de agua, vegetación, saladares) para el año 1999.
Los resultados de la interpretación de los diferentes productos aéreo-cósmicos son los siguientes:
Fotografías aéreas pancromáticas
Textura a la escala fotográfica: se presenta como una textura media homogénea para la cubierta vegetal y demás componentes principales.
Tono de gris. para la vegetación se presentan diferencias en cuanto al manglar de franja (Rizophora mangle) y manglar mixto (Avicennia germinans y Rizophora mangle), apareciendo con gris claro la primera y gris la segunda; no obstante, los efectos de borde influyen en que la reflectancia del Rizophora mangle sea superior a la del Avicennia germinans, por cuanto !a reflexión del fondo en las aguas poco profundas del litoral influye en la reflexión de los primeros árboles de la franja costera.
Fotografías espectrozonales
Rojo: saladares
Negro: cuerpos de aguas profundas
Verde claro: vegetación poco densa
Verde: vegetación
Azul: cuerpos de aguas
Azul claro: aguas poco profundas
Imagen Land Sat-TM
Las fotografías aéreas pancromáticas permitieron efectuar la cartografía de las áreas y los cálculos correspondientes. Las imágenes Land Sat -TM y fotografías espectrozonales ayudaron a corroborar los resultados objetivos y a la creación de patrones de descifrado.
No se observaron diferencias entre las imágenes del Land Sat-TM dado, porque ambas imágenes datan de fechas o años consecutivos. Se observaron diferencias en cuanto a la dinámica del ecosistema sobre las fotos espectrozonales.
Si se observaron diferencias en cuanto a los límites del ecosistema entre la foto espectrozonal del año 1986 y la imagen del Lan Sat-TM del año 1999. (ver anexo 25)
Al superponer las imágenes raster obtenidas en los levantamientos de 1986 y 1999 (ver anexo 26) se pudo apreciar un retroceso del área ocupada por el ecosistema, denotándose dichas observaciones en las antiguas y recientes marcaciones propias de las mareas, vestigios de antiguos esteros y restos de plantas.
Cintren et al (1978b, 1980a), plantearon que las mareas son el mecanismo principal que provoca la entrada de aguas de mar hacia el interior de las costas y que el límite de influencia está dado por su amplitud y topografía y que coincide por tanto con el límite del manglar, ya que las mareas son las que favorecen la aparición del sustrato adecuado donde coloniza y crece este tipo de vegetación.
Zonas antiguamente inundadas en el área de estudio, ya no lo son, e incluso, algunos cuerpos de agua o lagunas salobres, que de acuerdo al análisis visual formaban parte del ecosistema se encuentran en la actualidad totalmente aislados. Un ejemplo lo constituye la laguna Embarcadero, la cual presenta un proceso de desecación continuo y pérdida de la vegetación, de la periferia al centro. Esta laguna comunicaba con el resto del ecosistema a través de un estero, el cual se encuentra parcialmente sedimentado, lo que impide el flujo de agua fresca del mar hacia la laguna.
Al comparar el mapa del relieve y los mapas de cobertura vegetal, se puede establecer que el límite máximo de las mareas meteorológicas ocurría hasta la cota 0,56 m. El límite del ecosistema para el año 1986, se estableció entre las cotas 0,3 a 0,4 m sobre el nivel medio mar, y para el año 1999, en la cota 0,2 metros. Este límite guarda una mayor correspondencia con las mareas equinocciales reportadas para el área, las cuales alcanzan su máximo alrededor de los 0,36 m.
En observaciones del interior del manglar se nota que, áreas de vegetación en 1986 se han convertido en saladares, potencialmente salitrosos, según la posición fisiográfica, correspondiendo estas áreas a aquellas que mantenían un intercambio dinámico de energía con las mareas, según deducciones hechas durante el proceso de interpretación, el análisis numérico de las imágenes y el trabajo de campo. Estas áreas durante las mareas meteorólogicas y equinocciales eran inundadas, manteniendo una constante en el contenido de sales del sustrato por la regresión de las mareas.
Al interrumpirse la influencia del agua de mar en las zonas afectadas por la obstrucción de la red natural de drenaje provocada por la sobresedimentación y otros factores (que se explican más adelante, y que se ilustran en el anexo 27, el agua estancada se evapora dejando un alto contenido de sales (hipersalinidad) que afecta paulatinamente la vegetación hasta la mortalidad.
Cárter et al. (1973) Bums (1976) y Lugo et al. (1977), plantearon que la hipersalinidad es un tensor crónico asociado a los bajos niveles de precipitación- escorrentía y alta evapotranspiración, que provocan mayores gastos energéticos, reducciones en la productividad neta y menor energía para ser adjudicada al desarrollo de los rodales de mangle.
Por otra parte, en las observaciones se puede plantear que en el sector estudiado no existían acciones directas por el hombre, antes de 1982. A partir de aquel momento se constuyó un terraplén de 1 500 m de longitud. Esto limitó la libre circulación de las aguas del mar a ambos lados del sector, provocando igualmente un aumento de la salinidad, corroborado por las tomas fotográficas del año 1986.
Se observa, que de 2 409 ha de cobertura vegetal correspondiente al ecosistema, se habían perdido 384 hasta 1999, para 15,9 % de diferencia. Las afectaciones del mangle, según los estudios, se produce en primera instancia, con una clorosis generalizada seguido por el ataque de un minador de las hojas aún no identificado. Las flores se necrosan, provocando una caída prematura, y por tanto, una baja en la producción melífera del sector.
Si tenemos en cuenta que una hectárea de mangle donde se conjuguen las especies Avicennia germinans y Laguncularia racemosa (mangle prieto y patabán, respectivamente) produce en condiciones normales 8 kg de miel por ha, en la época de floración, es de inferir que en 384 ha dejarían de producir 3,07 toneladas por este concepto. Además, desde el punto de vista maderero una hectárea de bosque establecida en momentos óptimos de producción está en el orden de los $12 000. Esto ha implicado una pérdida en el área, por este concepto de $4 608 000.
Esto, a juicio del autor de esta Tesis, corrobora la hipótesis de que la cobertura vegetal en 1986 debió mostrar diferencias significativas, en relación con 1999, por incidencia de tensores en el ecosistema.
El análisis de varianza arrojó diferencias altamente significativas para los porcientos de cobertura en las dos muestras, o sea, para los años 1986 y 1999. Todo lo anterior prueba que un grupo de tensores ha actuado de forma negativa en el mantenimiento del ecosistema, interrumpiendo el flujo de energía subdiario al manglar, denominándose tensor a "cualquier evento, condición o situación que cauce un incremento en los gastos de mantenimiento de un sistema y estrés a la pérdida de energía por ocurrencia del tensor". (Cintren, 1983). El referido autor también plantea la siguiente tipología para los tensores:
Tipo I: aquellos que alternan la naturaleza de la fuente de alimentación de energía.
Tipo II: aquellos que desvían porciones de energía antes de ser incorporados al sistema.
Tipo III: aquellos que remueven energía potencial antes del almacenamiento para luego de ser fijada.
Tipo IV: aquellos que remueven biomasa.
Tipo V: aquellos que aumentan la tasa de respiración.
En el caso de estudio que nos ocupa, los tensores tipos I y II son los que han influenciado en la situación actual del ecosistema, ya que la influencia de las mareas al interior del ecosistema se ha visto limitada y ha provocado una reducción en el aporte de energía, pobre lavado de los suelos y un aumento considerable de la salinidad, todo lo cual conduce a la mortalidad de los árboles.
Cintrón (1983), refirió que los tensores que alteran el flujo de energía o afectan una porción sustancial del comportamiento productor son sumamente dañinos, ya que reducen la propia capacidad del sistema para recuperarse, siendo los tensores I, II y III de ese tipo. También señaló que cuando estos tensores operan intensamente se reducen las posibilidades de mitigación o recuperación siendo los de tipo I y II los más severos, pues cambian el propio ambiente.
No habrá posibilidad de mitigar la operación de estos tensores bajo estas circunstancias. Las canalizaciones, embalses, construcciones de diques, rebordes y carreteras operan como tensores de tipo I y II, al aislar al manglar de sus fuentes de nutrientes.
Por otra parte Lugo y Snedaker (1974) y Lugo et al. (1980), citados por Cintrón (1983), han documentado la reducción en área foliar asociado con la aparición de tensores crónicos. Esta reducción en área fotosintética ocurre en manglares sujetos a altas salinidades.
Al analizar las matrices de evaluación de impactos expuesta en el anexo 28 se arrojan a los resultados que están expuestos en el anexo 41
Los factores más impactados después de analizadas las matrices expuestas en los anexos 28, 29 y 30, por su orden son:
Suelo
Agua
Flora y Vegetación
Fauna
También de deduce de este análisis que las causas que más inciden en la degradación del ecosistema, por orden de repercusión son: ala de árboles para la construcción de nuevas inversiones dentro del ecosistema (deforestación, buldoceo)
Construcción de diques en el interior del ecosistema (terraplén)
Huracán "Lily"
Construcción de la carretera Circuito Sur Jobabo-Amancio
Emisiones de contaminantes Industriales líquidos
Construcción de los embalses del río Lavado, afluente del Jobabo
Es importante reconocer que junto a estas pérdidas, la deforestación y la degradación forestal pueden generar también beneficios: ventas de madera u otros productos, productos alimenticios para el consumo o producción agrícola o ganadera para la subsistencia o para el mercado. Al evaluar las consecuencias de la degradación forestal, hay que sopesar el valor de lo obtenido frente a los costos pagados, teniendo en cuenta todas las consecuencias para la comunidad local y sin olvidar las formas no humanas de vida.
La degradación forestal, como concepto más complejo, su definición depende de los objetivos de la administración de los bosques. Por ejemplo, si el objetivo es la protección completa del ecosistema forestal y de todos sus componentes y funciones, la explotación económica de productos forestales podría considerarse degradante, aun cuando se haga de manera sostenible; es decir, asegurando un flujo continuo y regular de beneficios económicos derivados de los productos cosechados. Sin embargo, si el objetivo de la administración es obtener un rendimiento sostenible de productos madereros, la explotación no se consideraría degradante.
En este trabajo se adopta como definición de degradación forestal, la de salud forestal utilizada por el Servicio Forestal de los Estados Unidos: pérdida de un nivel deseado de mantenimiento en el tiempo de la diversidad biológica, la integridad biótica y los procesos ecológicos. Esto se manifiesta en el análisis realizado dentro del ecosistema de manglar en el periodo evaluado.
Los niveles deseados de mantenimiento del ecosistema pueden variar notablemente según los objetivos de la administración forestal, tales como ofrecer medios de vida a la población rural, prestar servicios ambientales o recreativos u obtener beneficios estéticos.
En algunos casos son compatibles objetivos múltiples, pero en otros no. La degradación forestal puede deberse a causas humanas o naturales. Ambas están relacionadas. La acción humana puede también aumentar la vulnerabilidad de los bosques a la degradación por causas naturales como incendios, plagas y enfermedades.
Los bosques como recurso renovable, algunas de sus formas de degradación son reversibles, aunque la rehabilitación puede requerir mucho tiempo. Pero la degradación es, a veces, irreversible, con la consiguiente pérdida irrecuperable de algunas de las funciones del ecosistema forestal.
A diferencia de la deforestación, que se define como conversión permanente a otros usos, la degradación implica la existencia de alguna cubierta forestal, pero una capacidad reducida del ecosistema para funcionar.
III.3.- Resultados del Prexperimento
Para la realización del preexperimento se seleccionó la zona sur del municipio de Majibacoa, conocida por Naranjito, dada su diversidad y representatividad de ecosistemas forestales.
No se tuvieron en cuenta las variables climáticas, ya que los diferentes ecosistemas evaluados se encuentran en iguales condiciones climatológicas, atendiendo a la cercanía uno del otro. La distancia mayor no supera los 500 m lineales.
Al analizar las características de las muestras testigos de los ecosistemas forestales presentes en el escenario de Naranjito, en el primer momento de la evaluación, se tipificaba, según la Regla de Schulz, completada por Álvarez- Olivera (2000) como una ocupación arbórea adecuada, pues el número de individuos de las especies maderables por hectáreas, se encontraba entre 750 y 2 500 individuos, criterio que determina, el nivel de conservación del ecosistema, lo que infiere que el carácter natural del mismo es relativo, ya que no muestra en su totalidad, un grado de conservación sin la presencia de la actividad humana.
Según los criterios de esta misma regla, para los tres ecosistemas evaluados, en los quince primeros años después de la intervención, se muestra una ocupación incompleta, elemento que determina una depresión de dichos ecosistemas ante la actividad humana, a pesar de existir diferencia significativa de los bosques semideciduos sobre suelos de mal drenajes, con relación a los manglares y los semideciduos sobre roca caliza, elemento que determina su fragilidad.
A partir de este momento comienza a evidenciarse una recuperación, donde los bosques semideciduos sobre caliza son los que alcanzan los valores superiores de presencia de especies madereras.
Al observar las condiciones ambientales naturales en los ecosistemas evaluados con un mínimo de intervención humana, el perfil del bosques semideciduos sobre suelos del mal drenaje presenta características, desde el punto de vista estructural, que cumplen con los criterios de los bosques semideciduos reportados para nuestro país, los cuales se caracterizan por un 40-65 % de elementos caducifolios (Capote y Berazain, 1984; Claro, 1985; del Risco, 1995).
La abundancia-dominancia expresada, asumiendo los criterios de Braum- Blanquet, en número de individuos y por ciento de cobertura de este ecosistema, se comportan ambos indicadores, como cualquier número de individuos que ocupan entre el 50 y 75 %, resultado que corrobora las deducciones alcanzados cuando se aplicó la regla Schulz. Este ecosistema está dominado en el estrato arbóreo por especies de lento crecimiento, como júcaros y caoba del país.
Al analizar la sociabilidad, desde los criterios de este mismo autor, se observa que las plantas viven en grupos y en colonias, clasificando como poblaciones puras o casi puras.
Los principales tipos o formas biológicas vegetales que están presentes en este tipo de ecosistema, tomando como base los criterios metodológicos de Raunkisor, citado por Braum-Blanquet, sobre la forma en la que los vegetales pasan la estación desfavorable, se pueden encontrar con mayor abundancia los subgrupos, Fanerefitos, Hemicriptofitos y menos representativos, los Criptofitos y Epifitas.
La presencia está determinada por la especie Bucida espinosa (júcaro amarillo), ya que está presente en el 66 % de las muestras analizadas, encontrándose en la clase de presencia IV (61-80 % de representatividad).
Los análisis de comparación de todas las muestras florísticas, usando la presencia en ellas de especies y del índice de Jaccard, permite obtener valores en relación con las especies más abundantes. Este índice es superior para la Bucida espinoza (23,45) y la Swietenia mahagoni (14,7), lo que corrobora la prevalencia de la especie dominante en el área de estudio para este ecosistema.
Al aplicar el índice de Odum, el mismo arroja un valor de 0,7 (resultado que se aproximan al +1), ya que el número de muestras con Bucida espinosa es superior a las de caoba del país. Ambos resultados se complementan.
La unidad fitosociológica más representativa de este ecosistema es Bucidetum espinoceae o Bucinteto-Caobetura (asociación de júcaro y caoba), las cuales están sustentadas sobre suelos oscuros-plásticos y oscuros-plásticos gleyzados. Estos tipos de suelos pertenecen al agrupamiento Vertisuelos.
La formación de los mismos está relacionada con un intenso arcillamiento deÍ perfil en un medio hidromórfico antiguo y semihidromórfico. Sobre este espesor arcilloso, en las condiciones climáticas de Cuba, se presenta una tendencia a desarrollar una estructura de bloques prismáticos grandes o medianos, con caras de deslizamientos, los cuales se manifiestan muy bien en la época de seca, conjuntamente con el agrietamiento fuerte del suelo. Ocupan pendientes, de llana a casi llana.
En el anexo 31 se muestran las características físicas y químicas de estos suelos, los cuales poseen una infiltración extremadamente baja. El predominio del mineral arcilloso es del tipo 2:1 (montmorillonita), con drenaje tanto superficial como interno deficientes. La capacidad de intercambio catiónico es evaluada de muy alta y el pH se encuentra en rangos de ligeramente ácido a ligeramente alcalino, mientras que la materia orgánica alcanza valores hasta de 3 %. Son suelos de baja potencialidad productiva para la mayoría de los cultivos agrícolas.
Los bosques semideciduos sobre suelos de origen calizo (mostrado en uno de los perfiles), varían en dependencia de las características de los propios suelos.
Puedes presentarse árboles emergentes hasta de 15 ó 20 metros, aunque el estrato predominante solo alcanza los 10 metros de altura. Se destaca, por su valor, la presencia de grandes ejemplares de baría (Cordia gerascantu), cedro (Cedrela odorata), yaya (Oxandra lanceolata) y el ébano amarillo (Trichilia pungens), entre otras especies.
La abundancia-dominancia expresada a partir de los criterios de Braum-Blanquet en número de individuos y por ciento de cobertura, se comportan ambos indicadores como cualquier número de individuos que cubran entre el 75 y 100 %, resultado que corrobora también las deducciones alcanzadas cuando se aplicó la regla Schulz.
Al analizar la sociabilidad por los criterios de este mismo autor, se observa que las plantas viven y crecen en colonias o poblamientos continuos. Los principales tipos o formas biológicas vegetales que están presentes en este tipo de ecosistema, a partir de los criterios metodológicos de Raunkisor, citado por Braum-Blanquet, son formas en las que los vegetales resisten la estación desfavorable. Se pueden encontrar con mayor abundancia los subgrupos Fanerefitos, Hemicriptofitos, Epifitas, Terefitos, y menos representativos, los Criptofitos.
La presencia está determinada por la especie Cordia gerascantus (baría) ya que está presente en el 52 % de las muestras analizadas, encuentrándose en la clase de presencia III (41-60 % de representatividad).
Los análisis de comparación de todas las muestras florísticas, usando la presencia de especies y utilizando el índice de Jaccard, los valores con relación a las especies más abundantes, son superiores para la Cordia gerascantus (32,3) y la Cedrela odorata (17,1), lo que corrobora la prevalencia de la especie dominante en el área de estudio para este ecosistema.
Al aplicar el índice de Odum, el mismo arroja un valor de -1,7 (resultado que se aproximan al -1) ya que el número de muestra con Cedrela odorata es infeior a las muestras con presencia de baría. Ambos resultados se complementan, al igual que en el caso anterior.
La unidad fitosociológica más representativa de este ecosistema es Cordietum gerascanteae o Cordinteto-Cedretura (asociación de baría y cedro). Están sustentadas sobre suelos fersialítico-pardos rojizos. Se forman bajo el proceso de sialitización, acompañado por la rerruginización, con formación de minerales arcillosos del tipo 2:1 (montmorillonita) y 1:1 (caolinita). Ocupa posiciones topográficas de llana y ondulada. Son carbonatados, con buen drenaje tanto superficial como interno, sustentados por roca caliza suave.
Estos suelos son, además, poco profundos. Son fáciles de trabajar, de buena aereación y tiempo de tempero largo. La materia orgánica está alrededor del 3 %, con capacidad de intercambio catiónico entre 25-45 meq/100g, que se evalúa de alta. El pH es ligeramente alcalino. Son poco extensos en la zona y en sentido general, son suelos de buena aptitud para la mayoría de los cultivos. En el anexo 32 se muestran los resultados del proceso de caracterización de este tipo de suelo.
El semideciduo mesófilo es el bosque donde predominan dos estratos: uno arbustivo y el herbáceo, más escaso, con pocas epifitas y abundantes lianas. Pueden presentarse árboles emergentes y palmas de 25 m de altura. En el estrato inferior se encuentran árboles deciduos y siempre verdes esclerófilos. Se distribuyen en zonas llanas y onduladas.
La formación más abundante es la de manglar en los suelos fangosos bajos [Rhizophoro-Avicennieta germinantis (Knapp, 1964; Borhidi y Risco, 1979). Este tipo de vegetación forma bosques siempreverdes, con árboles de un solo estrato, que puede estar acompañado por hierbas y suculentas. Según criterios fisionómicos, puede clasificarse como manglar de franja, manglar mixto, y manglar achaparrado (Lugo y Snedker, 1974).
El manglar de Cenicero (yanal) es considerado según estos criterios como manglar mixto. En el mismo, la abundancia-dominancia expresada en el número de individuos y por ciento de cobertura, se comportan ambos indicadores como cualquier número de individuos que cubren entre el 50 y 75%, resultado que concuerda cuando se aplica la regla Schulz.
Al analizar la sociabilidad por criterios de Braum-Blanquet, se observa que las plantas viven y crecen en grupos manchas. Los principales tipos o formas biológicas vegetales que están presentes en esta variante de ecosistema de manglar, dados los criterios metodológicos de Raunkisor, basado en la forma en la que los vegetales pasan la estación desfavorable, se puede encontrar con mayor abundancia los subgrupos, Fanerefitos y menos representativos, los Terefitos
La presencia está determinada por la especie Conocarpus erecta (yana) en el estrato arbóreo, ya que está presente en el 82 % de las muestras analizadas. Esta se encuentra en la clase de presencia V (81-100 % de representatividad).
Los análisis de comparación de todas las muestras florísticas, usando la presencia de especies y utilizando el índice de Jaccard, da que los valores en relación con las especies más abundantes, son superiores para la Conocarpus erecta (52,3) y el Sesuvium portulacastrum (17,0), lo que corrobora la prevalencia de la especie dominante en el área de estudio.
Al aplicar el índice de Odum, el mismo arroja un valor de 1, lo que corrobora que el número de muestras con Conocarpus erecta es superior a las muestras con presencia de verdolaga de costa. Ambos resultados se complementan al igual que en el caso anterior.
La unidad fitosociológica más representativa de este ecosistema es Conocarpetum erectaceae o Conocarpinteto-Secsuvietura (asociación de yana y verdolaga de costa).
Este manglar está sustentado sobre suelo del tipo: SoÍonchak. Comprende los suelos con acumulación de sales totales mayor a 1% en todo el perfil o en uno de sus horizontes; pueden tener a la vez alto contenido de sodio (> 15 %] en el complejo de intercambio o alto contenido de sodio retenido.
El pH de estos suelos es generalmente mayor que 7. Cuando la acumulación de sales está en el primer horizonte, se observan costras blanquecinas en superficie. En este suelo no se desarrollan cultivos agrícolas, salvo cuando la salinidad es profunda. En el anexo 33, se exponen los resultados de la evaluación de los principales indicadores físicos-químicos de este suelo.
Al evaluar el comportamiento de la capacidad productiva (ver anexo 34 a y b;) (biomasa expresada en metros cúbicos de madera por hectáreas) se aprecia una variabilidad en la producción en cada ecosistema. En los tres casos se evidencia una depresión significativa de los valores de madera una vez realizadas las intervenciones de aprovechamiento (talas selectivas), en relación con la unidad testigo en los primeros siete años.
Es importante señalar que no todos responden de la misma forma los manglares (Mg) y los bosques semideciduos sobre suelos de mal drenaje (Scf/smd) se deprimen con mayor facilidad que los bosques semideciduos sobre caliza (Scf/sc).
Esto determina el nivel de vulnerabilidad para cada uno de ellos a la acción antrópica, lo cual está asociado a la reducida presencia de especies arbóreas de valor económico y a la intensidad y frecuencia del manejo ejecutado. En ambos los valores son muy inferiores a lo reportado en los bosques semideciduos sobre roca caliza.
Otros elemento importante que determina la agroproductividad es el comportamiento de los valores de materia orgánica y de la acidez del suelo (ver anexos 36 a, b, c). Existe una relación directa entre la diversidad de especies arbóreas con fines productivos y los niveles de materia orgánica presentes en el suelo. En la medida que existe una reducción de los contenidos de materia orgánica, existe una depresión considerable de la biomasa forestal y viceversa. Esto presupone la relación directa entre el estrato arbóreo en el proceso de incorporación de materia orgánica (hojarasca) en los suelos que lo sustentan.
Para todos los casos este indicador se reduce significativamente a pesar de que en dos de los tres ecosistemas evaluados los valores son relativamente pequeños en condiciones naturales con un mínimo de intervención.
La acidez expresada en pH determina la movilidad de los elementos en el suelo y determina la capacidad de asimilación por parte de la plantas de los nutrientes. Con la reducción del manto boscoso estos valores se incrementan, ya que en los manglares como en los bosques Scf/s md ambos son potencialmente salinos y al exponer estos suelos al intemperismo se incrementan las sales y con ello, los valores de pH a 7,6 y 7,8 respectivamente, limitando su agroproductividad.
En los ecosistemas semideciduos sobre roca caliza, los valores de materia orgánica son óptimos. Para estos tipos de suelos, los valores no se deprimen con facilidad, determinado por la riqueza de especies arbóreas (fuente generadora), haciéndolo menos vulnerable por su alta capacidad de resistencia.
Tanto en los manglares como en los Scf/ md no se evidencia una reanimación productiva en los primeros quince años, asociado a una reducción en el número de individuos aprovechables y a limitaciones del medio, expresado en los indicadores edáficos antes mencionados
Los bosques scf/ md son los ecosistemas con menor capacidad de reanimación ecológica de los tres analizados, por lo que los convierte en ecosistemas de alta fragilidad, a pesar de contar con menos diversidad de especies de plantas. Su capacidad de recuperación está estrechamente vinculada a las características intrínsecas de las especies vegetales que en él se desarrollan (lento crecimiento), las condiciones físicas-químicas del medio y el factor tiempo (ver anexo 13). Este último indica que los periodos evaluados para este ecosistema son aún pequeños.
El ecosistema de manglares ha sido considerado tradicionalmente como el más frágil; sin embargo, en esta investigación se pudo constatar que, contrariamente a lo considerado, son menos vulnerables que otros ecosistemas, atendiendo a su capacidad de respuesta. Esto corrobora lo planteado por Pannier (1980), sobre el hecho de que "El manglar es un sistema ecológico abierto en relación al flujo de energía y materia, que reacciona ostensiblemente a cualquier influencia anormal externa. Su carácter dinámico se manifiesta en los cambios de estructura florística y faunística, en los procesos de transformación continua de los suelos y por su capacidad de fijación de energía y síntesis de materia orgánica bajo la influencia reguladora de los factores particulares de su ambiente".
Si bien es cierto que los bosques Scf/s caliza son los que presentan una capacidad productiva superior a los dos restantes, es prudente señalar que en el proceso de evaluaciones dasométricas, los volúmenes de biomasa total son elevados, pero existe una merma en la calidad de esa biomasa con fines económicos; en primer lugar, por la invasión y proliferación de especies menos valiosas, oportunistas y por la deformación en la calidad de la madera de las especies valiosas, por la presencia de nudos asociados a la ramificación ocurrida por el incremento del espaciamiento óptimo.
Un elemento importante a tener en cuenta es que en todos los casos las líneas de tendencias demuestran una clara propensión a la degradación, lo cual presupone la ejecución de actividades silvícolas vinculadas a la restauración ambiental de los ecosistemas.
Las capacidades renovativas están estrechamente relacionadas con los aspectos y criterios antes analizados. Para todos los casos se evidencia una tendencia al deterioro ambiental, a pesar de la diferencia significativa en la capacidad de respuesta de los manglares en relación con los ecosistemas Sfc/ md y Scf/ caliza (ver anexos 37 a, b y 38 a, b )
La riqueza de especies vegetales se ve reducida, ya que existe un incremento de individuos de especies oportunistas que carecen de valor económico-ambiental. Al igual que la capacidad productiva, las condiciones del medio físico determinan la presencia de individuos y de especies. Al analizar esta disyuntiva los bosques Sfc/md son los que presentan la situación más desfavorable, lo cual está relacionado con los criterios expuestos.
El comportamiento de la riqueza de especies de la fauna es estable. Los cambios no son significativos, ya que los valores obtenidos en los momentos de evaluación son similares. Esto no ocurrió así en cada ecosistema. Los bosques Sfc/cal experimentan valores mayores de diversidad faunística que los reportados en los manglares y los bosques Scf/md. Un elemento importante es que no se tuvo en cuenta el total de la riqueza florística y faunística para la ejecución de las intervenciones y manejos recomendados.
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