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Revista de Ciências Agrárias

versão impressa ISSN 0871-018X

Rev. de Ciências Agrárias v.33 n.1 Lisboa jan. 2010

 

Pérdida de suelo, fósforo y materia orgánica por erosión hídrica en parcelas revegetadas con matorral autóctono bajo clima semiárido

 

R. Bienes1,2, M. Ruiz1 & M. J. Marques3

1 Instituto Madrileño de Investigación y Desarrollo Rural, Agrario y Alimentario (IMIDRA). Apdo 127, 28800-Alcalá de Henares, Madrid (Espana), e-mail: ramon.bienes@madrid.org;

2Dpto. de Geología. Universidad de Alcalá de Henares;

3 Dpto. Ecología. Universidad Autónoma de Madrid. mjosemarques@uam.es

 

RESÚMEN

Se ensayan arbustos (Atriplex halimus (Ah)y Thymus zygis (Tz)) en laderas del centro peninsular. Se estudia la erosión y la contaminación difusa, analizando el contenido de materia orgánica (MO)y fósforo (P2O5) en suelo y sedimentos. En comparación con el control, Ah presentó un descenso significativo de escorrentía de un 47% y un 24% menos de erosión, pero Tz presentó un 12% más de escorrentía y un 152% más de pérdida de suelo. Se evidencian cocientes de enriquecimiento de MO y P2O5 en sedimentos erosionados y relaciones entre la erosión y el contenido en MO y P, observándose ecuaciones de regresión con coeficientes de correlación elevados, R=0,91 y 0,87 respectivamente.

Palabras clave: densidad aparente, erosion, escorrentía, fósforo, materia orgánica.

 

Soil, phosphorus and organic matter loss by water erosion in revegetated plots with autoctonous shrubs under semi-arid climate

ABSTRACT

Two treatments with shrubs (Atriplex halimus (Ah) and Thymus Zygis (Tz)) were tested on hillsides from central Spain. It was studied the erosion and diffuse contamination by analyzing organic matter content (OM) and phosphorus (P2O5) in soil and sediments. Compared with the control treatment, Ah presented a significant decrease of runoff and erosion, 47% and 24% lower respectively, but Tz showed 12% more runoff and 152% more erosion than control. Enrichment ratios of OM and P2O5 are evident in eroded sedi­ment and also a strong relation between erosion and OM and P2O5 content was found, showing regression equations with high correlation coefficients, R=0.87 and 0.91 respectively.

Key-words: bulk density, erosion, organic matter, phosphorus, runoff.

 

INTRODUCCIÓN

Uno de los problemas ocasionados por la erosión hídrica es la pérdida progresiva de suelo, nutrientes y agua. Esta emisión de nutrientes constituye un foco de contaminación difusa. La capacidad de los terrenos agrícolas y forestales como origen de la contaminación difusa dependerá también de otros factores tales como: topografía y climatología de la zona, características edáficas, uso y manejo del suelo.

Son escasos los trabajos dirigidos a determinar y cuantificar el papel de la erosión como origen de contaminación difusa, pérdida de fertilidad del suelo o concretamente erosión del carbono orgánico (Roose & Barthès, 2006), aspectos éstos que constituyen el objetivo del presente trabajo. En zonas montañosas, la pérdida de MO y nutrientes puede llegar a ser considerable, con ratios de enriquecimiento de los sedimentos por encima de la unidad (Garfur et al., 2003).

En la zona de estudio, son abundantes las parcelas agrícolas que han sido abandonadas por su baja rentabilidad; bajo clima semiárido, desarrollan una escasa vegetación de matorral disperso de escaso aprovechamiento pascícola e insuficiente para controlar la erosión (Haase et al., 2000). La escorrentía se genera al poco tiempo de comenzar la lluvia (Molina et al., 2007), frecuentemente, mediante dinámica Hortoniana. Se producen más regueros que en con campos cultivados por la rápida concentración de la escorrentía a causa del desarrollo de micro-costras en el suelo (Lasanta et al, 2000) y de la pérdida de capacidad de almacenamiento de agua (Lesschen et al., 2007). Navas et al (1997) observaron que en las tierras abandonadas se producían modificaciones hidrológicas y edáficas con consecuencias en la erosión. Ensayos realizados con lluvias simuladas han mostrado que la erosión y la escorrentía aumentan tras el abandono del territorio, aunque posteriormente la erosión desciende a medida que se incrementa la vegetación (Cerdà, 1997). Este mismo autor encontró que la escorrentía y la erosión estaban directamente relacionadas con la distribución de la vegetación. La revegetación de estos terrenos es prioritaria.

En ambientes semiáridos el establecimiento de especies arbóreas puede resultar lento y difícil, y frecuentemente fracasa como forma de conservación, siendo necesario recurrir al empleo de arbustos autóctonos (Mesón & Montoya, 1993), sobre todo si se intenta favorecer el desarrollo de sistemas elásticos, con capacidad de respuesta frente a elementos desestabilizadores (Mainguet, 1994).

Los programas de restauración vegetal llevados a cabo en España en las últimas décadas basados en el género Quercus, no han sido todo lo buenos que se esperaban, pues tienen graves problemas de sobrevivir en terrenos agrícolas abandonados, ya que a las limitaciones propias de estos suelos se unen las condiciones de sequía y la competencia con herbáceas (Ocaña et al., 1996; Domínguez et al., 1999).

El objetivo de este trabajo es cuantificar si las revegetaciones realizadas con matorral autóctono para controlar la erosión, disminuyen también la contaminación difusa. Se estudian las tasas de erosión y escorrentía, así como las pérdidas de MO oxidable y de fósforo asimilable de 39 muestreos de lluvias naturales (1999-2002) bajo diferentes cubiertas vegetales, comparándose los diferentes resultados.

 

MATERIAL Y MÉTODOS

La zona de estudio se halla enclavada en la localidad de Aranjuez (Madrid, España). El suelo es un Haplic Gypsisol (siltic) (FAO, 2006) desarrollado sobre margas yesíferas, con un régimen de humedad del suelo xérico. Presenta una textura francolimosa en todo el perfil. El horizonte superficial Ap tiene bajo contenido en materia orgánica y baja resistencia de los agregados al impacto de la gota de agua (método CND de Imeson & Vis, 1984), lo que justifica la facilidad con la que se forman costras superficiales por splash y el bajo índice de rugosidad (1,051 ± 0,017) determinada con un perfilador de agujas.

Estos suelos se extienden por el sureste de la provincia de Madrid y norte de la provincia de Toledo (España), con una fisiografía de campiña caracterizada por un paisaje ondulado, y una vegetación natural representada por un matorral de sustitución abierto de tipo mediterráneo semiárido, con dominio del esparto (Stipa tenacísima), con gran porcentaje de suelo desnudo.

El clima es semiárido, próximo a la aridez (pluviometría media anual 390 mm) y ETP (Thornthwaite) = 769 mm (Elías & Giménez, 1965, Urbano, 1992), lo que genera un acusado déficit hídrico, que limita severamente el desarrollo de la cubierta vegetal.

El clima extremado continental y el régimen de lluvias, con una acusada torrencialidad que se está agudizando en los últimos años, con un aumento de tormentas de corta duración con intensidades moderadas o altas, acentúa los problemas de erosión.

Sobre una ladera abandonada, con pendiente media de 10,1%, se instalaron parcelas de erosión de tipo USLE de 80 m2 (4 m x 20 m) en las que se realizaron revegetaciones con dos especies de arbustos autóctonos: Atriplex halimus y Tymus zygis, dispuestos en hileras discontinuas perpendiculares a la pendiente, a modo de barreras a la dirección del flujo de agua de la superficie. El diseño experimental consideró tres repeticiones para cada tratamiento (9 parcelas USLE en total). Puesto que estas dos especies de arbustos adquieren a los pocos años un desarrollo muy diferente tanto de la parte aérea como de los sistemas radiculares, las distancias entre plantas no podían ser las mismas. Para evitar una fuerte competencia por el agua, se optó por emplear una separación entre plantas superior para el Ah. Se tomó la decisión de adoptar los siguientes marcos de plantación: 1,5 m x 1,5 m para Ah y 0,5 m x 0,5 m para Tz. En las parcelas con arbustos se dejó crecer la vegetación espontánea, tomándose como control las parcelas con vegetación herbácea espontánea de la zona. Estas parcelas están equipadas con una estación meteorológica automática completa con registros cada 10 minutos.

Tras cada episodio erosivo, se recogieron escorrentía y sedimentos. En estos últimos se analizó el contenido de materia orgánica oxidable, mediante determinación volumétrica con dicromato potásico (CMOASA, 1986) y el P2O5 asimilable extraído en solución de bicarbonato de sodio (Olsen et al., 1954).

En julio de 2004, se tomaron muestras para determinar el contenido en materia orgánica oxidable, contenido de fósforo asimilable y la densidad aparente para el espesor 0­5 cm, con el fin de comprobar el efecto de las diferentes cubiertas vegetales sobre la porosidad del suelo. Para la densidad aparente se tomaron muestras inalteradas con cilindros de borde biselado con tapas (mod. Eijkelkamp) de 50 mm de altura y 53 mm de diámetro.

Para el tratamiento estadístico de los datos se ha empleado el programa STATISTICA 6.0. Los cambios en variables como la escorrentía y la pérdida de sedimentos, densidad aparente, materia orgánica o su contenido de fósforo se compararon con y sin arbustos. El test estadístico no-paramétrico de Kolmogorov-Smirnoff se aplicó, sin transformación de datos, para evaluar diferencias significativas entre tratamientos.

 

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

El Ah genera una gran cantidad de restos vegetales que han llegado a formar bajo las copas, un mulch que en algunos casos alcanzó los 3,5 cm de espesor al cabo de 4 años. Esta hojarasca, depositada sobre la superficie del suelo, disminuye la velocidad del flujo del agua superficial facilitando la percolación y reduciendo considerablemente tanto la escorrentía como la tasa de erosión. A este efecto de la acumulación de hojarasca Chisci et al (2001) añadieron la observación de un incremento de la macroporosidad como consecuencia de la descomposición de gran cantidad de raíces de este arbusto, si bien nosotros no hemos podido comprobar este aspecto.

La copa del Ah intercepta gran cantidad de lluvia, absorbiendo parte de la energía cinética. Este aspecto, unido a la protección de los restos vegetales, ha reducido de forma notable la aparición de costras de splash a las que son tan propensos estos suelos. Esta reducción del splash ya fue observada por Geddes et al (1999). Este incremento de la macroporosidad junto con la disminución del splash, son los responsables del gran incremento de la infiltración y disminución de la escorrentía observado (Tabla 1).

 

Tabla 1-Tasas de erosión y escorrentía medias por tratamientos (período 1999-2002). Letras diferentes indican diferencias significativas para p<0.05 (test de Kolmogorov-Smirnoff) (Ve= vegetación espontánea)

 

Por el contrario, el Tz ha presentado un lento desarrollo y genera pocos restos vegetales. El suelo entre arbustos de Tz ha permanecido con bajos porcentajes de cubierta vegetal, con lo que el agua ha podido circular sin dificultad por estos espacios. En estas parcelas, casi toda la cobertura vegetal es debida a la vegetación herbácea espontánea.

Dadas las bajas precipitaciones que se registran en la zona y que dan lugar a un déficit hídrico, el marco de plantación elegido para este arbusto (0,5 x 0,5 m2) ha podido generar una elevada competencia por el recurso agua, lo que ha impedido un normal desarrollo tanto del arbusto como del estrato herbáceo. Esto explicaría el mal resultado obtenido en las parcelas en las que se introdujo Tz, así como una mayor presencia de costras superficiales por splash en los espacios entre plantas de Tz, responsables de la disminución de la infiltración y aumento de la escorrentía y la erosión.

Se han observado diferencias significativas (p<0,05) entre las escorrentías de los diferentes tratamientos. Ah presentó un descenso de la escorrentía de un 47% y un 24% menos de pérdida de suelo que el control. Sin embargo, Tz presentó un 12% más de escorrentía y un 152% más de pérdida de suelo que el control. A diferencia de los resultados obtenidos por Andreu et al (1998) trabajando con A. numularia en el este de España en donde las parcelas en las que se introdujo este arbusto presentaban mayor erosión que la vegetación natural del lugar, en nuestro caso la tasa de erosión en las parcelas revegetadas con Ah fue el 76% de la que tuvo lugar con la vegetación espontánea. Sin embargo, al contrario de lo que ocurría con las escorrentías, solo se han observado diferencias significativas para el nivel p<0,05 entre Ah y Tz.

La Figura 1 muestra las escorrentías medias de las 3 repeticiones acumuladas de cada uno de los tratamientos a lo largo del período estudiado. Las parcelas en las que se introdujo el Ah presentaron una mayor infiltración, mientras que las de Tz tuvieron un comportamiento opuesto.

 

Figura 1-Escorrentía media acumulada (m3/ha) en cada tipo de cubierta vegetal (período 1999-2002)

 

A lo largo de los 4 años de estudio, la cubierta vegetal fue incrementándose, lo que disminuyó la tasa de escorrentía en todas las parcelas. En la Figura 2 se han representado los valores anuales medios (3 repeticiones) de la escorrentía para cada tratamiento, y en la Figura 2 la reducción de la escorrentía como consecuencia del desarrollo de la vegetación con el tiempo. Si bien el comportamiento general es el mismo, las magnitudes de estas escorrentías difieren bastante.

 

Figura 2-Evolución de la escorrentía media a medida que se desarrollaba la vegetación (período 1999­2002).

 

Cuando comparamos las densidades aparentes del suelo de las parcelas con arbustos de Ah con las parcelas control (vegetación espontánea), vemos que no hay diferencias entre ellas (Tabla 2).

 

Tabla 2-Valores medios, desviación estándar (S.D.) y coeficiente de variación (C.V.) de las densidades aparentes del suelo en las parcelas de Ah y Veg. espontánea. Test de Kolmogorov-Smirnov. Letras diferentes indican diferencias significativas al nivel p <0,05 (Ve = vegetación espontánea).

 

Sin embargo, sí se ha observado diferencias significativas en la densidad aparente cuando comparamos la parte superior, media e inferior de las parcelas (Tabla 2). La zona que presentaba una mayor compactación fue el tramo medio, con independencia de que hubiera o no arbustos. La explicación de esto pudiera residir en que se trata de una zona en la que las pérdidas de suelo por erosión se ven compensadas parcialmente por deposición de arrastres procedentes de la parte superior de la ladera.

Estos sedimentos procedentes de la parte superior son en su mayoría partículas finas (arcilla, limo y arena muy fina) que disminuyen la porosidad superficial del suelo sobre el que se depositan. Obviamente, este fenómeno también tiene lugar en el tramo inferior de la parcela, sin embargo aquí el gran desarrollo de vegetación herbácea no solo contrarresta ampliamente esta disminución de la porosidad superficial, sino que genera gran cantidad de macroporos, de forma que la densidad aparente de la parte inferior de la parcela presenta densidades aparentes superficiales (0-5 cm) inferiores que en los tramos superior y medio. Las diferencias significativas entre el tramo medio y bajo son más acusadas (p<0,01) que entre el tramo superior y el inferior (p<0,05).

De los restos vegetales aportados por Ah, gran parte de ellos son objeto de una humificación, por lo que el contenido en MO oxidable en los 5 cm superficiales se incrementa considerablemente en comparación con las zonas entre arbustos (Tabla 3). Dos años después de terminar el estudio, a los 6 años de su inicio, se tomaron muestras de suelo del espesor 0-5 cm para determinar la evolución de la densidad aparente, el contenido de materia orgánica y P2O5 del suelo, comparándolo con el contenido inicial que éste presentaba al comienzo del estudio. La casi totalidad de las plantas de Tz murieron casi dos años antes de tomar estas muestras, no siendo posible discernir entre el efecto de la cubierta vegetal herbácea espontánea y el del arbusto durante los 4 años que estuvo presente. Por este motivo en las Tablas 2 y 3 no se han considerado las parcelas en las que se introdujo este arbusto.

 

Tabla 3-Valores medios de materia orgánica oxidable (MO) y P2O5 (Olsen) en parcelas revegetadas con Ah y parcelas control., desviación estándar (S.D.) y coeficiente de variación (C.V.) (Ve = vegetación espontánea)

 

Tanto las parcelas revegetadas con Atri­plex más vegetación espontánea como las parcelas control (sólo vegetación espontánea) han incrementado el contenido de MO del suelo en el espesor 0-5 cm, si bien el incremento ha sido mayor en aquellas parcelas en las que se introdujo el matorral de Ah como consecuencia del gran aporte de hoja­rasca por parte de este arbusto. También se evidencia un fuerte incremento del contenido de P2O5 asimilable en el espesor 0-5 cm, ligeramente superior en las parcelas con Ah.

El Tabla 3 arroja unos valores de MO del suelo engañosos, ya que aparentemente la introducción de un arbusto como es el Atri­plex no parece incorporar una mejora del suelo significativa. Sin embargo, cuando comparamos los contenidos de MO del suelo (0-5 cm) bajo la copa de los arbustos con el correspondiente al espacio entre arbustos (Tabla 4) se pone de manifiesto la importancia de la gran producción de hojarasca por parte del Ah, con valores medios bajo las copas de este arbusto casi doble que en el espacio entre plantas del arbusto. Sin embargo, la gran variabilidad de los datos no permite afirmar que estas diferencias sean significativas.

 

Tabla 4-Valores medios de MO y P2O5 (Olsen) del suelo (0-5 cm) bajo las copas de Ah y entre plan­tas de Ah., desviación estándar (S.D.) y coeficiente de variación (C.V.). Letras diferentes indican diferencias significativas al nivel p < 0,05

 

En P2O5 también se aprecia un incremento notable bajo las copas de los arbustos de Atriplex, produciéndose un enriquecimiento superficial importante. En este caso, las diferencia observadas bajo las copas y entre arbustos son significativas (Tabla 4).

Estos incrementos tanto de MO y P2O5 en los primeros centímetros van a ser los responsables en parte del enriquecimiento de los sedimentos. Los sedimentos procedentes de estas parcelas en las que se introdujeron arbustos de Ah, presentan unos contenidos mayores de MO y P2O5 asimilable que los correspondientes a las parcelas control, si bien estas diferencias no son significativas (Tabla 5).

 

Tabla 5-Valores medios de MO y P2O5 (Olsen) de los sedimentos, desviación estándar y tasa de enriquecimiento media. Letras diferentes indican diferencias significativas para p<0,05 (test de Kolmogorov-Smirnoff) (R.E. = relación de enriquecimiento).

 

La erosión de carbono en los suelos representa una disminución de su capacidad para actuar como un sumidero de CO2 debido a la exportación preferencial de formas estables de MO del suelo (Rumpel et al., 2006).

La relación entre el contenido de MO en los sedimentos con el presente en los suelos, definida por Shinjo et al. (2000) como relación de enriquecimiento (R.E.), excedió la unidad para el Ah (Tabla 5). Con el P2O5 sucede lo mismo, lo que sugiere una eliminación selectiva tanto de P2O5 como de MO por la erosión hídrica. Este enriquecimiento en P2O5 de los sedimentos ya fue observado por Papini et al (2002) en parcelas con cubierta de Sulla/Atriplex.

Las relaciones de enriquecimiento de MO en los sedimentos erosionados en las parecelas USLE con Atriplex oscilaron entre 1,0 y 2,3 (promedio de 1,64 ± 0,50) y son bastante inferiores a los reportados por Rumpel et al. (2006) en parcelas agrícolas con quemas. Roose & Barthès (2006) encontraron valores promedios de tasas de enriquecimiento de carbono de 2,0 ± 0,5 para pastizales, también superiores a los encontrados por nosotros.

El enriquecimiento de los sedimentos en nutrientes es una consecuencia de la deposición selectiva de partículas finas durante el trasporte, por lo que el concepto "relación de enriquecimiento" (RE) es vital para la predicción de la pérdida de nutrientes a par­tir de datos de pérdida de suelo, en particular cuando aumenta la escala. Desafortunadamente, RE no es una constante, sino que depende del tipo de suelo, evento erosivo y escala de la medida (Hashim et al., 1998).

En cuanto a la pérdida total de MO (expresada en kg/ha), la cantidad que se pierde en las parcelas de Ah es un 15% inferior a la registrada en el control (Tabla 6), a pesar de que los sedimentos presentan una tasa de enriquecimiento superior a los correspondientes de las parcelas control, ya que se compensa en gran medida el mayor contenido de MO de los sedimentos de Ah con la menor cuantía de los mismos. Por el contrario, las parcelas de tomillo (Tz) exportan un 21% más que el control, si bien estas diferencias no son significativas (p<0,05).

 

Tabla 6-Valores medios y desviación estándar de la pérdida total de MO oxidable y de P2O5 asimilable (Olsen) registrada durante el período 1999-2002 (Test de Kolmogorov-Smirnoff). Diferencias no significativas (p<0,05).

 

Con el P2O5 sucede algo parecido que con la MO. Los sedimentos de las parcelas de Ah son los que presentan un mayor enriquecimiento en este nutriente (34% superior a los del control), mientras que los sedimentos de las parcelas de Tz presentaban unas concentraciones muy similares a las de la vegetación espontánea (control). Este fenómeno ya fue observado por Papini et al (2002). Sin embargo, las pérdidas totales (expresadas en g/ha) de P2O5 asimilable (Olsen) han sido prácticamente las mismas bajo los tres tratamientos ensayados, puesto que se han compensado la menor pérdida de suelo de las parcelas de Ah con un mayor enriquecimiento de sus sedimentos, al contrario de lo que sucede con las parcelas control y las de Tz. En consecuencia, si bien es posible una disminución de las tasas de erosión con Ah, no sucede lo mismo con la contaminación difusa, la cual es una constante.

Si bien las pérdidas totales de materia orgánica y fósforo asimilable en las parcelas de Tz son similares a las registradas en las parcelas de, la pérdida de suelo y de escorrentía es superior bajo Tz. Este comportamiento desfavorable del Tz, a diferencia de lo observado por Duran et al. (2002), desaconseja su empleo en el control de la erosión.

En la Figura 3 puede observarse una elevada correlación entre la producción de sedimentos y las pérdidas de MO y P. Esta correlación es mejor en el caso de la MO que en el del P2O5 asimilable, cualquiera que sea la cubierta vegetal ensayada. En el caso de la pérdida de P2O5, se observa una mayor dispersión para el control que en las parcelas en las que se introdujo arbustos. Estas correlaciones entre la pérdida de suelo y la pérdida de MO y fósforo asimilable se ajustan a un modelo lineal, lo cual era de esperar.

 

Figura 3-Correlación entre la pérdida de suelo y la de MO y P en cada tratamiento

 

Dado que el comportamiento era similar en todos los tratamientos, hemos considerado el conjunto de todos los datos, obteniendo las siguientes ecuaciones de regresión (Figura 4) con unos coeficientes de correlación (R) de 0.91 y 0,87 respectivamente:

a) pérdida de la materia orgánica: MO (kg/ha) = 0,036 * Sedimento (kg/ha) – 0,013

b) pérdida de fósforo asimilable: P2O5 (g/ha) = 0,035 * Sedimento (kg/ha) +0,007

 

Figura 4-Ecuaciones de regresión obtenidas que correlacionan la pérdida de suelo con la de materia orgánica oxidable y fósforo asimilable.

 

CONCLUSIONES

El Ah reduce considerablemente tanto las escorrentías como la tasa de erosión respecto al control. Sin embargo, la fuerte relación de enriquecimiento que presentan sus sedimentos es la causa de que no represente una reducción significativa de las pérdidas totales de MO oxidable o de fósforo asimilable con respecto al control.

Las parcelas de Tz han generado mayores escorrentías y tasas de erosión que el control, y mayor pérdida tanto de MO como de P, desaconsejándose el empleo de este arbusto autóctono en futuras revegetaciones como especie principal.

Existe una elevada correlación entre la MO y el P2O5 arrastrados con los sedimentos, con independencia del tipo de cubierta vegetal.

La pérdida total de materia orgánica no presenta diferencias significativas entre tratamientos, por lo que la contaminación difusa no se ve reducida.

 

AGRADECIMIENTOS

Financiación de Proyectos: SC98-031­C3; 07M/0009/2001 y 07M0011/2002, del Ministerio de Agricultura, la Comunidad de Madrid y fondos FEDER de la UE.

 

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

Andreu, V., Rubio, J.L., Gimeno-García, E. & Llinares, J.V. 1998. Testing three Mediterranean shrub species in runoff reduction & sediment transport. Soil & Tillage Research, 45: 441–454.

Cerdà, A. 1997. Soil erosion after land abandonment in a semiarid environment of southeastern Spain. Arid Soil Research and Rehabilitation, 11 (2): 163-176.

Chisci,G.C., Bazzoffi, P., Pagliai, M., Papini, R., Pellegrini, S. & Vignozzi, N. 2001. Association of sulla and atri­plex shrub for the physical improvement of clay soils and environmental protection in central Italy. Agriculture, Ecosystems and Environment, 84 (1): 45-53.

Domínguez, S., Villar, P., Peñuelas, L., Herrero, N. & Nicolás, J. L. 1999. Técnicas para cultivar encinas en suelos agrícolas. Quercus, 166: 22-25.

Comisión de Métodos Oficiales de Análisis de Suelos y Aguas, CMOASA 1986. Métodos de análisis de suelos y aguas. Mº de Agricultura, Madrid, 162 pp.

Duran, V.H., Martinez-Raya, A. & Aguilar Ruiz, J. 2002. Control de la erosión en los taludes de bancales, en terrenos con fuertes pendientes. Edafologia, 9(1): 1-10.

Elias, F. & Giménez, R. 1965. Evapotranspiraciones Potenciales y Balance de Agua en España. Dirección General de Agricultura, Madrid, 293 pp.

FAO, ISRIC, IUSS 2006. World reference base for soil resources. A framework for international classification, correlation and communication. World Soil Resources Reports 103. Rome, 145 pp.

Gafur, A., Jensen, J.R., Borggaard, O.K. & Petersen, L. 2003. Runoff and losses of soil and nutrients from small watersheds under shifting cultivation (Jhum) in the Chittagong Hill Tracts of Bangladesh. Journal of Hydrology, 279: 293–309.

Geddes, N. & Dunkerley, D. 1999. The influence of organic litter on the erosive effects of raindrops and gravity drops released from desert shrubs. Catena, 36, 4: 303-313.

Haase, P., Pugnaire, F.I., Clark, S.C. & Incoll, L.D. 2000. Photosynthetic rate and canopy development in the drought-deciduous shrub Anthyllis cytisoides L. Journal of Arid Environments, 46, 1: 79-91.

Hashim, G.M., Coughlan, K.J., Syers, J.K., Penning de Vries, F.W.T., Agus, F. & Kerr, J. 1998. Onsite nutrient depletion: an effect and a cause of soil erosion. In Penning de Vries, F.W.T. & Agus, F. (Eds.) Soil erosion at multiple scales: principles and methods for assessing causes and impacts, pp. 207-221.

Imeson, A.C. & Vis, M. 1984. Assessing soil aggregate stability by water-drop impact and ultrasonic dispersion. Geoderma, 34: 185-200.

Mesón, M. & Montoya, M. 1993. Selvicultura Mediterránea. Ediciones Mundi-Prensa, Madrid, 366 pp.         [ Links ]

Navas, A., Garcia Ruiz, J.M., Machin, J., Lasanta, T., Valero, B., Walling, D.E., Quine, T.A., Walling, D.E. & Probst, J.L. 1997. Soil erosion on dry farming land in two changing environments of the central Ebro valley, Spain. Human impact on erosion and sedimentation. Proceedings of an international symposium of the Fifth Scientific Assembly of the International Association of Hydrological Sciences (IAHS), Rabat, Morocco, pp. 13-20.

Lasanta, T., García-Ruiz, J.M., Pérez-Rontomé, C. & Sancho-Marce, C. 2000. Runoff and sediment yield in a semi-arid environment: the effect of land management after farmland abandonment. Catena, 38: 265–278.

Lesschen, J.P., Kok, K., Verburg, P.H. & Cammeraat, L.H. 2007. Identification of vulnerable areas for gully erosion under different scenarios of land abandonment in Southeast Spain. Catena, 71: 110–121.

Mainguet, M. 1994. Desertification Natural Background and Human Mismanagemente, 2nd Ed. Springer-Verlag. Berlín, 314 pp.

Molina, A., Govers, G., Vanacker, V., Poesen, J., Zeelmaekers, E. & Cisneros, F. 2007. Runoff generation in a degraded Andean ecosystem: Interaction of vegetation cover and land use. Catena, 71: 357–370.

Ocaña, L., Renilla, I. & Domínguez, S. 1996. Plantaciones de encinas y coscojas en tierras agrícolas. Quercus, 120: 16-19.

Olsen, O., Cole, R.V., Watanabe, F.S. & Dean. C.A. 1954. Estimation of available phosphorus in soil by extraction with sodium bicarbonate. USDA. Circ. 939-943.

Papini, R, Bazzoffi, P, Pellegrini, S, Pagliai, M (Ed.) & Jones, R. 2002. Effect of land use systems on erosion and nutrient loss in the Mediterranean. Advances in Geoecology, 35: 459-470.

Roose E. & Barthès B. 2006. Soil carbon erosion and its selectivity at the plot scale in tropical and Mediterranean regions. In Roose E.J., Lal R., Feller C., Barthès B., Stewart B.A. (Eds.) Soil Erosion and Carbon Dynamics. Advances in Soil Science, pp. 55-72. CRC Press, Boca Raton, Florida.

Rumpel, C., Chaplot, V., Planchon, O., Bernadou, J., Valentin, C. & Mariotti, A. 2006. Preferential erosion of black carbon on steep slopes with slash and burn agricultura. Catena, 65(1): 30-40

Urbano Terrón, P. 1992. Tratado de Fitotecnia General. Ed Mundi-Prensa, Madrid, 865 pp.

Shinjo, H., Fujita, H., Gintzbuger, G. & Kosaki, T. 2000. Impact of grazing and tillage on water erosion in NE Syria. Soil Science and Plant Nutrition, 46 (1): 151-162.

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