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La invasión de B. halimifolia supone actualmente una de las mayores amenazas para la biodiversidad y funcionamiento de las marismas de Europa porque puede convertir la vegetación herbácea característica en formaciones arbustivas densas y monoespecíficas (Campos et al., 2014; Caño et al., 2013a) (Fig. 1). Este arbusto originario de Norte América está invadiendo de manera agresiva diversas comunidades vegetales costeras consideradas hábitat prioritarios para la conservación, según la Directiva Hábitat 92/43/CEE (Campos et al., 2014).

A pesar de la notoria expansión que ha experimentado B. halimifolia desde los años 80 (Herrera y Campos, 2010), solo recientemente ha sido considerada como una de las 25 especies invasoras más dañinas en España (GEIB, 2006) y registrada por primera vez en la Lista de Alertas de la Organización Europea y Mediterránea para la Protección de Plantas (EPPO, 2014), la cual acaba de elaborar el primer Análisis de Riesgo para esta especie en Europa. Además, B. halimifolia ha sido incluida en el reciente Catálogo Español de Especies Exóticas Invasoras cuya regulación se recoge en el Real Decreto 630/2013. Esta inclusión implica que actualmente está prohibida su introducción en el medio natural, su posesión, transporte, tráfico o el comercio de ejemplares y propágulos (conforme a lo establecido en el art. 61.3 de la Ley 42/2007 de Patrimonio natural de la Biodiversidad). Teniendo en cuenta la importancia de la invasión de B. halimifolia en Europa, sorprende que la información disponible durante muchos años sobre su biología y ecología procediera únicamente de estudios realizados en su área nativa, Norte América (Young et al., 1994; Tolliver et al., 1997), y en  Australia, donde está considerada como una invasora principalmente en pastos y plantaciones forestales (Westman et al., 1975; Panetta, 1979; Sims-Chilton y Panetta, 2011). Durante los últimos años, en la Universidad del País Vasco (uno de los territorios más afectados por la invasión de B. halimifolia) se han llevado a cabo  nuevos estudios sobre la biología y los patrones de invasión de este arbusto exótico en hábitats del litoral cantábrico con el fin de mejorar el conocimiento que se tiene sobre su proceso de invasión e impactos en Europa y adecuar así los planes de gestión. El presente artículo tiene como objetivo revisar y actualizar la información disponible sobre el arbusto invasor B. halimifolia en Europa, con especial énfasis en los patrones de invasión en el litoral cantábrico de España.

B. halimifolia tiene un rápido crecimiento y una gran capacidad de dispersión

B. halimifolia presenta varias características que favorecen su capacidad invasora. En primer lugar se trata de un arbusto capaz de colonizar diferentes tipos de hábitats, desde zonas muy perturbadas por la actividad humana hasta comunidades vegetales de marisma bien conservadas. En el litoral cantábrico se comporta como un arbusto principalmente deciduo aunque mantiene a veces algunas hojas superiores durante el invierno (Campos y Herrera, 2009b). Los nuevos brotes se empiezan a desarrollar a principios de febrero y su crecimiento puede ser de entre 10 y 25 cm al año, aunque la tasa de crecimiento depende de las condiciones edáficas (Caño et al., 2013b). 

Los frutos están firmemente unidos al vilano por lo que son fácilmente dispersados por el viento (Fig. 3). En poblaciones forestales australianas se ha estimado que una  planta femenina puede producir  hasta  1 500 000 semillas (Westman et al., 1975) y que una población puede tener un rendimiento reproductivo de hasta 376.000 aquenios/m2 (Panetta, 1979). La producción de semillas se reduce con la edad de la planta (las plantas de 9 años producen un 31% menos semillas que las de 4 años) y cuando la planta crece en sombra, aunque en estas condiciones la  tasa de germinación aumenta (Panetta, 1977; 1979).

Distribución en España y Europa.

B. halimifolia es originario de la costa este de América donde está presente desde Canadá hasta México y el Caribe, aunque es más frecuente en la costa de los Estados Unidos (EPPO 214). Fue introducido en Australia a finales del siglo pasado y desde entonces ha llegado a ocupar más de 30 000 ha en la costa este (Simms y Panneta, 2011). 

En España invade la mayoría de los estuarios de la costa cantábrica desde la Bahía de Txingudi en Gipuzkoa hasta la ría de Tina Mayor en el límite de Asturias con Cantabria (Fig. 4). Además, podría extenderse hacia Navarra por la ribera del Bidasoa, donde ya existe una cita puntual (Lorda, 2013). Dada la rápida expansión que ha experimentado en los últimos 50 años, tenemos razones para pensar que B. halimifolia podría llegar a invadir todos los estuarios de Asturias y Galicia. De hecho, se tiene constancia de que crece o ha crecido más allá de la ría de Tina Mayor: existe una cita en la ría de Avilés en 2005 (A. García, Herbario Facultad Ciencias de Oviedo, FCO 28147). La cita puntual de esta especie en Lugo (Izco et al., 1992) ha sido definitivamente desmentida por uno de sus autores (J.M. Sánchez com. pers.), ya que ninguno de ellos tiene conocimiento de su presencia hasta la fecha en ningún estuario de Galicia.

Aunque en mucho menor grado, B. halimifolia también invade estuarios de la costa mediterránea, especialmente en Francia e Italia (Caño et al., 2013a). Aunque en España existen de momento solo dos citas, una en los arrozales de Pals (Girona) (Barriocanal et al., 2005) y otra en Menorca (Podda et al., 2010), es imprescindible establecer medidas de prevención y alerta temprana para asegurar su total ausencia o erradicación en la costa mediterránea española.

 Ecología 

Mientras que en Norteamérica debe competir con otros arbustos, en la costa cantábrica el único arbusto capaz de competir con él en las zonas menos halófilas es el sauce ceniciento, Salix atrocinerea,  y puntualmente el aliso, Alnus glutinosa. Por ello la competencia con las especies nativas parece prevenir su persistencia en comunidades forestales de las zonas altas de marisma.En contraste, la falta de competidores arbustivos permite la exitosa invasión de juncales subhalófilos de Juncus maritimus y herbazales halónitrófilos de Elytrigia atherica, considerados como Hábitats deInterésComunitario (hábitat 1330, Pastizales salinos atlánticos (Glauco-Puccinellietalia maritimae)); así como de los  carrizales subhalófilos de Phragmites australis y de los juncales dominados por Juncus acutus en depresiones arenosas. Los prados húmedos ubicados en zonas subhalófilas antiguamente ganadas a la marisma también constituyen un hábitat muy vulnerable a la invasión de este arbusto cuando disminuye la presión de manejo, ya que la siega y/o el pastoreo regulares mantienen a raya la invasión de esta especie en estos sistemas agropastorales (Fig. 6). En la marisma inferior, los elevados valores de salinidad e inundación parecen limitar la supervivencia y expansión de B. halimifolia; por esta razón está totalmente ausente de las praderas de Spartina maritima y Zostera noltii, y aparece sólo puntualmente en las zonas más elevadas y mejor drenadas de los matorrales halófilos dominados por Sarcocornia fruticosa (Fig. 7). 

 En los últimos años, B. halimifolia también ha aumentado su presencia en algunos acantilados costeros, sobre todo en la zona oriental de Gipuzkoa (ZEC de Jaizkibel) y el extremo sur de la costa de Francia (Ihobe, 2014) donde invade exitosamente hábitats prioritarios según la Directiva Hábitat 92/43/CEE como son los brezales costeros aerohalinos de Erica vagans y Ulex gallii (hábitat 4040) y las comunidades halocasmofíticas de la alianza Crithmo-Armerion (hábitat 1230) (Campos et al., 2004). Lamentablemente se ha observado que en estos hábitats, B. halimifolia está  actualmente en fase de expansión (Fig. 8). 

Así, en los juncales más halófilos (salinidad cercana a 20 g/L) los individuos adultos de una misma cohorte pueden experimentar una reducción del 30% de su altura y del 70% en su producción de semillas por capítulo respecto a los individuos que colonizan juncales de menor salinidad (10 g/L) (Caño et al., 2013b; 2014). Además, experimentos realizados en invernadero demuestran que las plántulas de B. halimifolia apenas experimentan mortalidad al crecer en concentraciones de sal tan altas como 20 g/L durante 4 meses aunque el crecimiento de dichas plantas sí experimenta una reducción de hasta el 70% en valores de salinidad intermedios de 10 g/L (Caño et al., 2011). 

Invasión de espacios naturales  protegidos

La costa cantábrica, es sin duda la principal zona afectada por esta especie en España. En Asturias, el estuario de Tina Mayor, (límite con Cantabria), es el único donde B. halimifolia tiene una presencia notable y se está realizando un importante esfuerzo en los últimos años para que no se expanda hacia el oeste. En Cantabria, B. halimifolia está presente en todos los estuarios protegidos aunque en el Parque Natural (P.N.) de las dunas de Liencres se está haciendo un trabajo de eliminación sistemático y apenas hay algunos ejemplares. Es preocupante su abundancia y extensión en los Parques Naturales de los extremos occidental (P.N. de Oyambre) y oriental (P.N. de las marismas de Santoña, Victoria y Joyel). En la costa vasca está presente en todos los estuarios, aunque los principales estuarios invadidos, Urdaibai, Lea y Txingudi  han sido el objetivo del proyecto LIFE+ Estuarios Vascos, por lo que su nivel de invasión ha disminuido notablemente como se indica más adelante.

En la tabla 1 mostramos los espacios naturales protegidos del litoral cantábrico que han sido invadidos por B. halimifolia.

Impacto sobre los hábitats

B. halimifolia desarrolla un matorral casi monoespecífico, alto y denso, que provoca la exclusión de especies propias de la marisma y origina una drástica modificación en la estructura, fisonomía y diversidad de la comunidad invadida (Herrera y Campos, 2010). Su sistema radicular y gran producción de hojarasca pueden provocar alteraciones en la sedimentación (Lozano y Alagón, 1995). Por tanto B. halimifolia puede considerarse una planta transformadora, es decir una planta invasora que provoca cambios en el carácter, condición forma y naturaleza de los ecosistemas que invade en un área significativa en relación con la extensión de ese ecosistema (Herrera y Campos, 2010). En un estudio realizado en 13 estuarios de la costa del País Vasco y Cantabria se ha estimado que el porcentaje de cobertura herbácea reemplazado por la formación arbustiva de B. halimifolia oscila entre el  9% en las áreas más halófilas hasta el 24% en las zonas de menor salinidad (Caño et al., 2014). Teniendo en cuenta que es el único arbusto que coloniza con éxito los pastizales salinos en la costa cantábrica, la transformación completa del estrato herbáceo característico de estos hábitats por una formación arbustiva impenetrable, es una de las mayores amenazas para la conservación de estos hábitats. Este tipo de hábitat (hábitat 1330) ocupa en Europa una superficie de unas 90 000 hectáreas, de las que el 50% ya están afectadas por la presencia de B. halimifolia (Caño et al., 2013a). Es fundamental evitar la llegada de esta especie a Galicia ya que en esta región se encuentra el 79,32% de la superficie de este hábitat en todo el estado. Además, B. halimifolia consigue competir con los brezales costeros de acantilados  sin necesidad aparente de la ocurrencia de  perturbaciones previas por lo que la vegetación de estos hábitats prioritarios (hábitat 4040 y 1230) también podría verse totalmente reemplazada por B. halimifolia.

Impacto sobre especies amenazadas

La invasión de B. halimifolia afecta negativamente a las especies halófilas típicas. A pesar de que B. halimifolia alcanza menores coberturas en las zonas de mayor salinidad, es en estas zonas donde el impacto del arbusto es mayor sobre las especies singulares ya que la presencia de éstas está prácticamente restringida a las zonas halófilas (Caño et al., 2014). Debido a la constante reducción de la superficie ocupada por los hábitats de estuarios en el País Vasco, algunas de estas especies han visto mermadas sus poblaciones hasta el punto de convertirse en algunos casos en especies amenazadas protegidas. Este es el caso de Cochlearia aestuaria, Frankenia laevis, Glaux maritima, Limonium humile, Matricaria maritima, o diversas especies del género Salicornia (Campos et al., 2004; Uribe-Echebarría y Campos, 2006; Campos y Herrera, 2009a; Caño et al., 2013a).

Impacto sobre la avifauna

Los estuarios del litoral cantábrico son especialmente importantes para las aves migratorias porque sirven de escala en su viaje desde sus zonas de cría septentrionales. Apenas hay datos sobre el impacto de B. halimifolia en estas especies de aves, aunque parece razonable pensar que la sustitución de juncales y carrizales por un matorral denso pueda tener efectos adversos sobre las aves asociadas a estos ecosistemas. En un reciente estudio llevado a cabo en la Reserva de la Biosfera de Urdaibai (Arizaga et al., 2013) se constató que la invasión de este arbusto no solo tiene un impacto negativo sobre la abundancia de aves características de los carrizales, sino que también afecta a la estructura y composición de las propias comunidades avícolas, promoviendo una mayor presencia de paseriformes propios de los ecosistemas forestales. Entre las aves que utilizan los estuarios cantábricos como zona de paso, destaca el carricerín cejudo (Acrocephalus paludicola), un pequeño pajarillo que habita en los carrizales y que en la actualidad es considerado como el paseriforme más amenazado de Europa y está catalogado como “Vulnerable” en la Lista Roja de la UICN. Esta especie migratoria permanece más tiempo en los hábitats no invadidos y por consiguiente es capaz de acumular mayor cantidad de grasa corporal para hacer frente al resto de su viaje migratorio (Arizaga et al., 2013). 

Las administraciones de los países afectados por la invasión de B. halimifolia han intentado controlar este arbusto invasor  con grandes costes económicos asociados y éxito variable. En Australia se han empleado diferentes métodos pero B. halimifolia sigue siendo todavía muy abundante en diversas áreas  (Sims-Chilton y Panetta, 2011). Los métodos mecánicos tales como el arranque, la corta, la roturación, la quema y el desbroce no suelen ser muy efectivos porque las yemas situadas en la base del tronco pueden rebrotar, incluso al cabo de 60 días después del tratamiento (Hobbs y Mooney, 1987). Por ello, estas medidas deben ser repetidas anualmente para tratar los individuos que rebrotan. El arranque es más efectivo cuando las plantas son jóvenes ya que el sistema radicular generalmente es poco profundo en zonas encharcadas (Mutz et al., 1979). Los herbicidas pueden resultar más eficaces para la eliminación total de los individuos localmente pero a menudo no han resultado rentables (Westman et al., 1975). Algunos de los herbicidas utilizados hasta la fecha son picloram, triclopyr y glifosato pero su uso está desaconsejado en medios naturales, especialmente en humedales,  donde los herbicidas podrían  afectar a otras plantas y/o animales. El alto coste de los  métodos mecánicos y químicos en Australia condujo a un gran desarrollo de los métodos de control biológico como una alternativa más barata. A pesar del éxito relativo del control biológico (Sims-Chilton y Panetta, 2011), este método ha caído en desuso, debido a los riesgos inherentes a la introducción de patógenos exóticos en nuevo territorio, sin las necesarias garantías fitosanitarias para el resto del ecosistema.  

Europa no cuenta actualmente con una agencia centralizada responsable de la regulación de protocolos de análisis de riesgo previos a la introducción de agentes biológicos por lo que el control biológico no ha sido considerado en las poblaciones europeas de B. hamilifolia. Debido a que el mayor impacto de este arbusto se da en áreas costeras en su mayoría protegidas, los pocos programas de control que se han llevado a cabo en Europa han optado en su mayoría por los métodos mecánicos y  más puntualmente por el  uso de herbicidas, o bien por otros métodos alternativos. Por ejemplo, ya que B. halimifolia no soporta las inmersiones prolongadas, en la costa atlántica francesa (Bassin d’Arcachon), se eliminó la planta inundando el área infestada durante 2 - 3 meses (Brunel, 2003). También en Francia, en el Parque regional de Camargue, en 2004 y 2005  la combinación de diversos métodos permitieron eliminar aproximadamente un 38% del total de individuos (Charpentier et al., 2006),  

En 1998, Valle et al.  alertaron del problema de la invasión de B. halimifolia en los estuarios de Cantabria y  aconsejaron concentrar los esfuerzos de control en los espacios naturales protegidos e iniciar una campaña de sensibilización para evitar que se siguiera utilizando como planta ornamental. Desde  2005 el Gobierno de Cantabria ha puesto en marcha diversas  campañas de lucha y erradicación contra la planta utilizando diversos  métodos: arranque mecánico, apósitos de glifosato con vendas sobre ramas y tras corte, aplicación directa con pincel sobre corte e inundación a nivel de pleamar. El resultado depende de las características de cada zona pero por ahora la erradicación sigue sin ser posible debido a la lluvia de semillas y al rebrote. El apósito ha dado buenos resultados en la marisma de Victoria y el arranque en Oyambre, donde se ha repetido varios años, lo que es fundamental.

En 2007 y 2008, el Gobierno Vasco inició un proyecto piloto de erradicación de esta planta en unas 12 ha en la Reserva de la Biosfera de Urdaibai. Estas experiencias piloto dieron lugar al que sin duda ha sido el programa de control de B. halimifolia más relevante y ambicioso que ha tenido lugar en Europa: el proyecto LIFE  “Restauración de hábitats de interés comunitario en los estuarios del País Vasco” (LIFE08 NAT/E/000055) concedido al Departamento de Medio Ambiente y Política Territorial del Gobierno Vasco (Beteta y Rozas, 2014). El proyecto consistió en la eliminación de la especie en 300  hectáreas en tres estuarios integrados en la Red Natura 2000: la Reserva de la Biosfera de Urdaibai y el estuario del río Lea en Vizcaya y las marismas de Txingudi-Bidasoa en Guipúzcoa. Desde 2010 hasta 2014 y con un presupuesto de casi 2 millones de euros, se trataron unos 570 000 ejemplares adultos y se eliminaron a mano  más de 5 millones de plántulas (Gobierno Vasco, 2014). El tratamiento de los adultos consistió en la corta y posterior aplicación de glifosato sobre el tocón con ayuda de una brocha. Se empleó esta metodología con el fin de minimizar el posible impacto del herbicida en la flora y fauna nativas y se eligió el glifosato por su baja toxicidad y por ser biodegradable. Como resultado se ha obtenido una notable reducción de las poblaciones de B. halimifolia en los tres estuarios afectados y una buena recuperación de la vegetación autóctona: los carrizales han recolonizado el 40% de la superficie invadida, los juncales el 18% y los prados salinos el 9% (Gobierno Vasco, 2014). Sin embargo, un porcentaje importante de los individuos adultos tratados rebrotan aunque resulta interesante que el porcentaje de rebrote sea mayor en las zonas de mayor influencia mareal (Beteta et al., 2012).

Debido a que existe aún un riesgo de recolonización importante por parte de B. halimifolia a partir del banco de semillas y del rebrote, es deseable, si no imprescindible, que para conseguir la erradicación o la contención local, las administraciones competentes continúen la labor comenzada por el Proyecto LIFE.

Uno de los resultados más relevantes e informativos del Proyecto LIFE+ Estuarios Vascos es la publicación del Manual de gestión de Baccharis halimifolia (Ihobe, 2014). A través de la experiencia adquirida durante el desarrollo del proyecto se han elaborado directrices muy específicas para la toma de decisiones respecto a las actuaciones de control de B. halmifolia en función del grado de invasión, de las características de los ejemplares, del área de actuación (perturbada, inundable, sensible…), del coste económico, etc.  Además se identifican las ventajas e inconvenientes de los diferentes métodos de eliminación empleados y de las épocas del año para realizar las actuaciones en función de la biología de la planta (Ihobe ,2014).

De manera general, debido al gran potencial de dispersión de B. halimifolia, las estrategias encaminadas a controlar o erradicar esta especie deben contemplar acciones mantenidas en el tiempo y a escala regional y evitar actuar sólo en zonas localizadas. La capacidad de rebrote después de la aplicación de herbicida sobre tocón obliga a replantearse esta metodología. Uno de los inconvenientes de la aplicación de herbicida sobre tocón es la necesidad de incrementar la concentración de producto para asegurar la absorción respecto a las concentraciones menores que permiten la absorción foliar eficazmente. La aplicación foliar por tanto podría simultáneamente proporcionar mayor mortalidad y reducir las concentraciones de glifosato empleadas. Por otro lado, teniendo en cuenta que la pérdida de viabilidad de las semillas ocurre en un plazo relativamente corto (14 meses o menos), la erradicación total de una población en un único lugar podría ser factible si se insistiera en la eliminación de las plantas procedentes de la lluvia de semillas y de las plantas productoras de semillas (pies femeninos).

Por todo ello proponemos las siguientes consideraciones generales sobre las actuaciones de gestión:

• Sería preferible eliminar individuos femeninos en primer lugar para minimizar la lluvia de semillas.

• Se puede considerar la corta sin aplicación de herbicida ya que un porcentaje alto de individuos no rebrotará en zonas de influencia mareal debido al estrés fisiológico.

• Tras la evaluación del porcentaje de rebrote, se puede considerar la aplicación foliar de glifosato en los rebrotes de manera controlada e individualizada (con dispositivos que eviten la deriva del herbicida), lo que permitiría reducir la concentración de producto empleada.

• De manera alternativa, cuando sea posible, se puede considerar la inundación controlada para eliminar los individuos en fase de rebrote.

• Paralelamente se deben arrancar manualmente los individuos jóvenes.

• Los métodos anteriores deben ser persistentes en el tiempo hasta asegurar la eliminación local de los individuos femeninos y los jóvenes.

• Debido a la poca longevidad de las semillas, se puede aspirar a agotar la lluvia y el banco de semillas.

• Por último, la eliminación de los pies masculinos se puede adecuar a los recursos disponibles ya que, al no ser fuente de semillas, puede hacerse de manera más escalonada a lo largo del tiempo. 

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