j.g. pausas' blog

Our paper “Generalized fire response strategies in plants and animals” is the Editor’s Choice of the last Oikos issue (128:2, February 2019).

In addition, one of my pictures has been selected for the cover!

Thanks @Oikos_Journal

Description of the image: Charaxes jasius taken in the middle of a burnt area (colonizing) 10 days after the wildfire that burned with very high intensity in Òdena, Barcelona, NE Spain (August 2015). Photo: JG Pausas

• Pausas J.G. 2019. Generalized fire response strategies in plants and animals. Oikos 128: 147-153 [doi | wiley | pdf]
• Oikos blog: Towards a common fire strategy scheme for plants and animals
• jgpausas blog: Generalized fire strategies in plants and animals

 

Other journal covers using my pictures

Trends in Plant Science 22 (13)                                 Journal of Ecology 105 (2)

 

Behind the paper “Humboldt and the reinvention of nature” [1]. Text simultaneously published here and in JEcologyBlog.com

It all started when I was reading an excellent book by Andrea Wulf entitled The Invention of Nature: Alexander von Humboldt’s New World. The book provides many details about Humboldt’s fascinating life and the wide-ranging influence he had on science and society. When reading the book, you can easily understand the unquestionable role Humboldt played in the history of ecology and biogeography. One of his many contributions to science was to set the basis for explaining how environmental factors affect species distribution; for example, he demonstrated that vegetation systematically varies across the world with climate and showed the ecological similarities between altitude and latitude.
 

 
A question that came to my mind was not covered by the book; namely, to what extent does Humboldt’s view bias our vision of nature? This is relevant because many classical naturalists and ecologists, such as Henry David Thoreau, Charles Darwin, George Perkins Marsh, John Muir, Rachel Carlson, Frederic E. Clements, and Henry A. Gleason, were all inspired by Humboldt. By spreading a vision, they shaped what is today mainstream ecology and the environmental movement. The current emphasis on the role of climate and soil in many ecological and evolutionary studies, the emphasis on forests as the potential and most important vegetation, and the difficulties many researchers have accepting the ecological and evolutionary role of disturbances at broad scales, suggest that we are still largely viewing nature through the eyes of Humboldt.

After reading the book, I was lucky enough to be in London for a conference and met William Bond in a pub just next to Kew Gardens. We stayed hours talking about many things, mainly fire, grazing, alternative stable states, and all the wonders of ecosystems maintained by disturbances. Our conversation jumped from one country to the other, from one biome to the other, and from one continent to another. And when talking about the overwhelming role that many researchers attribute to the environment when explaining broad temporal and spatial vegetation patterns [2], we glimpsed the long shadow of Humboldt. That conversation in a quiet London pub was the seed of this paper (and of another to come). Talking with William is always enjoyable because of his enthusiasm, experience, and creativity.

Now that we are approaching the 250th anniversary of Humboldt’s birth, it is instructive to evaluate his legacy of climate and soil as primary factors explaining broad vegetation patterns. There is increasing evidence that many open, non-forested ecosystems (savannas, grasslands, and shrublands) cannot be predicted by climate and soil – and are ancient and diverse systems maintained by fire and/or vertebrate herbivory. Paleoecological and phylogenetic studies have shown the key role of fire and grazing at geological time scales (Fig. 2). In this paper [1], we propose moving beyond the legacy of Humboldt by embracing fire and large mammal herbivory as key factors in explaining the ecology and evolution of world vegetation. This implies understanding grasslands, savannas, and shrublands as ancient and diverse ecosystems that require conservation, including the processes that maintain them (grazing and wildfires).
 

 
References
[1] Pausas J.G. & Bond W.J. 2019. Humboldt and the reinvention of nature. J. Ecol. [doi | jecolblog | pdf]

[2] Pausas J.G. & Lamont B.B. 2018. Ecology and biogeography in 3D: the case of the Australian Proteaceae J. Biogeogr. 45: 1469-1477. [doi | pdf]
 

The paleartic region with mediterranean climate (southern Europe and northern Africa; the Mediterranean Basin; Fig. 1) is a hotspot of biodiversity, a hotspot of climate change (warming of the region is above global average), and a hotspot of human population (a highly populated area and a top tourist and retirement destination). In addition, the Mediterranean Sea is the world’s largest inland sea, and climatic disruptions in the region have consequences in the large catchment area that includes central-eastern Europe (Fig. 1). That is, environmental changes and disruptions of the water cycling in the Mediterranean region have consequences affecting a large human population [1].

The region, as all the planet, is subject to global warming. In addition there are three main local processes (not directly related to global warming) that are very important in understanding dynamic changes in the region [1]:

a) Rural abandonment in an environment depauperate of native herbivores; this increases wildlands (greening) but also the abundance and continuity of fuels that feed wildfires [2]

b) Increasing the wildland-urban interface; this increases biodiversity degradation (e.g., alien species), fire ignitions, and the vulnerability of the society to fires

c) Coastal degradation enhances drought (browning) through negative feedback processes; that is, the desiccation of coastal marshes, the deforestation for agriculture, and more recently, the explosive coastal urbanization, have drastically reduced the original ecosystems and thus the water available for the sea breeze that was once feeding the rain in the upper part of the mountains [1].

All these mechanisms act in different directions (greening, browning), and the current balance is still towards greening, as land abandonment is buffering the browning drivers; however, it is likely to switch with global warming. The challenge is to mitigate the browning processes. The good news is that the importance of small-scale drivers suggests that local policies and actions can make a difference in reducing overall impact on the landscape and society.

Mechanisms acting at a fine scale, together with global drivers (CO₂ enrichment and climatic warming) interact and drive current vegetation changes in Mediterranean landscapes. Any model aiming to predict the future of our vegetation and climate must consider these local mechanisms; and failing to consider them at an appropriate scale is likely to produce inconclusive predictions.

References

[1] Pausas J.G. & Millán M.M. 2019. Greening and browning in a climate change hotspot: the Mediterranean Basin. BioScience 69: 143-151 [doi | OUP | pdf | map (shape file)]  

[2] Pausas J.G. & Fernández-Muñoz S. 2012. Fire regime changes in the Western Mediterranean Basin: from fuel-limited to drought-driven fire regime. Climatic Change 110: 215-226. [doi | springer | pdf]  

“Every time you build anything, a highway, a school, whatever, you are altering the precipitation regime somewhere downwind” Millán M. Millán

En febrero de 2018, poco después del incendio de Doñana (Las Peñuelas, 2017), la Academia de Ciencias Sociales y el Medio Ambiente de Andalucía organizó en Sevilla un seminario sobre regeneración después de incendios. A partir de ese seminario, se ha realizado un libro con algunas de las ponencias. Tuve la suerte de que me invitasen a dar la charla inaugural del seminario y a escribir un capitulo introductorio en el libro. Aquí abajo copio algunos fragmentos de mi capítulo. El texto entero del capítulo está disponible en PDF aquí. El libro entero también está disponible en PDF aquí y en en la Academia. 

 

Incendios

Los incendios forestales constituyen procesos complejos, a muchas escalas. Los físicos aún tienen enormes dificultades para modelar y predecir el comportamiento del fuego a escalas temporales y espaciales pequeñas, debido a la complejidad de la vegetación y las interacciones con los parámetros meteorológicos. A escalas mayores, en paisajes heterogéneos, con historia, y con personas asentadas en él, la complejidad es enorme. Prueba de ello es que el llamado ‘problema’ de los incendios forestales no está resuelto ni en nuestro país ni en ningún otro. Parte de la dificultad probablemente resida en un enfoque poco apropiado para abordar el tema. Lo más probable es que se necesite un cambio de paradigma en cuanto a cómo entendemos los incendios forestales en nuestros paisajes. Para este cambio de paradigma se requiere acumular evidencias, cultivar el pensamiento crítico, y romper algunos mitos. Aquí estamos para contribuir a ello.

Régimen de incendios

El clima mediterráneo es propenso al fuego porque tiene una vegetación densa, una estación seca, y tormentas secas (que provocan igniciones). Por lo tanto, como mínimo, hay incendios desde que tenemos clima mediterráneos (hace unos pocos millones de años), aunque hay evidencias de carbones fósiles producto de incendios desde que las plantas colonizaron el medio terrestre. A lo largo de la historia geológica el régimen de incendios ha ido cambiando, es decir, han ido cambiando características tales como la frecuencia, la intensidad, la estacionalidad, el tamaño, o el tipo de propagación. Y estos cambios han sido debidos a las variaciones a escala geológica de la concentración de oxígeno en la atmósfera, a cambios en el clima y en la vegetación, y a variaciones en la abundancia y tipo de herbívoros.

A una escala temporal más reciente (humana), los regímenes de incendios se han ido modificando según el uso del fuego, los cambios antropogénicos del paisaje, de la ganadería/pastoreo, de las políticas de gestión y, finalmente, los cambios climáticos recientes (antropogénicos). Todos estos cambios han ido modificando el régimen de incendios en diferentes direcciones, a veces de manera abrupta. Por ejemplo, el aumento de la población está asociado a un mayor número de igniciones; el incremento de la agricultura está asociado a la disminución de los incendios; y el reciente abandono rural conllevó un incremento de estos, especialmente de su tamaño. De manera que la dinámica del régimen de incendios está fuertemente ligada a cambios socio-económicos.

Adaptaciones

La larga historia de incendios ha conllevado que muchas plantas mediterráneas tengan rasgos o estrategias que les confieren supervivencia y capacidad de reproducción en ambientes con incendios recurrentes (rasgos adaptativos a los incendios). Existe una variedad de rasgos de este tipo; por ejemplo, muchas plantas rebrotan muy bien aunque se quemen totalmente, gracias a tener yemas en estructuras subterráneas protegidas por el suelo, o protegidas debajo de cortezas gruesas. Otras especies germinan de manera abundante después de los incendios, y así aprovechan la elevada disponibilidad de recursos tras el paso del fuego; y en muchos casos, estas especies aumentan su tamaño poblacional respecto al tamaño previo al incendio. Otras especies florecen rápida y abundantemente después de un fuego, aprovechando las condiciones favorables. Todo ello genera una frenética actividad de plantas y animales durante la primavera después de los incendios. La gran mayoría de plantas mediterráneas presenta alguna de estas estrategias para vivir en zonas con incendios recurrentes (ver aquí), aunque cambios bruscos en el régimen pueden conllevar problemas ecológicos.

Los bosques no son la única alternativa

Aunque la vegetación potencial de muchos ecosistemas pueda ser el bosque cerrado, la larga historia de incendios ha producido la apertura en los bosques de manera tan recurrente que han evolucionado especies típicas de matorrales abiertos que ni siquiera pueden vivir dentro del bosque. De hecho no es raro encontrar matorrales más diversos que bosques. Por lo tanto, la sociedad debería poner más en valor los ecosistemas que no son bosques, tales como los matorrales, las dehesas y los pastizales; todos ellos con una elevada diversidad en nuestro territorio. El fuego genera espacios abiertos, y da oportunidad a especies heliófilas, tanto de plantas como de animales. Sin incendios recurrentes nuestro paisajes serían más pobres en especies.

Incendios en el antropoceno

A pesar del carácter natural y antiguo de los incendios, el incremento de igniciones (aumento de la población urbana en ambientes semi-rurales), la elevada continuidad de la vegetación (por abandono rural y falta de herbívoros), y el cambio climático, junto con la política de exclusión del máximo número de incendios, nos lleva en conjunto muy a menudo a regímenes de incendios fuera del rango histórico, donde la mayor frecuencia de incendios de grandes dimensiones podría generar problemas ecológicos y sociales. En un mundo con climas y paisajes cambiantes, la gestión de los incendios (que no la exclusión o extinción), resulta de suma importancia.

La gestión debe partir del conocimiento de que los incendios son propios de los ecosistemas mediterráneos. La política de tolerancia cero a los incendios no ha funcionado en ningún país del mundo. El reto de la gestión no debería ser eliminar los incendios, sino crear paisajes que generen regímenes de incendios sostenibles tanto ecológica como socialmente. Eliminarlos es imposible, antinatural y ecológicamente insostenible. Para generar esos paisajes resilientes se precisan acciones a distintos niveles, tales como aceptar abiertamente un cierto régimen de incendios, crear discontinuidades en paisajes forestales homogéneos (por ejemplo, mosaicos agrícola-forestales), o reducir el combustible (pastoreo y quemas prescritas) en zonas estratégicas o próximas a viviendas.  También implica decisiones tan conflictivas como limitar la interfaz urbano-forestal, es decir, limitar la expansión de urbanizaciones y polígonos industriales en zonas rurales y naturales. A los efectos ambientales que supone la expansión de estas zonas de interfaz (por ejemplo, en biodiversidad, especies invasoras, contaminación lumínica y visual, etc.), hay que añadir que constituyen una gran fuente de igniciones, y que convierten en catastróficos (socialmente) incluso a regímenes de incendios ecológicamente sostenibles.

En conclusión

Se están acumulando evidencias que sugieren que hasta ahora teníamos una visión muy incompleta y sesgada de los incendios forestales, relegándolos a un factor externo que destruye ecosistemas y genera problemas ecológicos y sociales. Los estudios realizados en los últimos años sugieren un cambio de visión, donde los incendios constituyen una característica interna de los sistemas socio-ecológicos, una perturbación natural en muchos ecosistemas y una herramienta de gestión para moldear los regímenes de incendios futuros. Por ello se requiere que aprendamos a convivir con los incendios. Este cambio de paradigma se hace más urgente con el cambio climático, ya que la actividad de incendios está aumentando, y solo se puede abordar si se integra los incendios y el fuego dentro de nuestros sistemas socio-ecológicos.

 

Lecturas relacionadas

Pausas J.G. 2012. Incendios forestales. Catarata-CSIC. [Libro]

Pausas J.G. & Paula S. 2012. Fuel shapes the fire-climate relationship: evidence from Mediterranean ecosystems. Global Ecol. & Biogeogr. 21: 1074-1082. [doi | pdf | supp]

Pausas J.G. & Fernández-Muñoz S. 2012. Fire regime changes in the Western Mediterranean Basin: from fuel-limited to drought-driven fire regime. Climatic Change 110: 215-226. [doi | springer | pdf]

Chergui B., Fahd S., Santos X., Pausas J.G. 2018. Socioeconomic factors drive fire-regime variability in the Mediterranean Basin. Ecosystems 21: 619–628. [doi | pdf | post]

Pausas J.G. 2018. Incendios: cambios recientes y soluciones. jgpausas.blogs.uv.es/2018/06/19

Pausas J.G. 2018. Incendios forestales, encrucijada natural y social. En: Ecología de la regeneración de zonas incendiadas (García Novo F., Casal M., Pausas J.G.). Academia de Ciencias Sociales y del Medio Ambiente de Andalucía. pp. 9-14. [pdf | libro]

Pausas J.G. & Millán M.M. 2019. Greening and browning in a climate change hotspot: the Mediterranean Basin. BioScience. [doi | pdf]

 

Some plants flower very quickly after fire. The advantage of this postfire-flowering is probably the increased resource availability and the reduced competition for pollination in recently burned areas. Here are some examples of fast postfire flowering (click the image to enlarge).

I’d be happy to add more examples, so please feel free send me more pictures (by email or twitter), with at least the species name, and if possible, the time since fire and locality.

Monocots: Asparagales

 

Monocots: Other orders (Arecales, Poales, Pandanales, Liliales)

 

Dicots

 

Details of each photo (alphabetic order)

• Argemone albiflora (Papaveraceae), after the Walker Fire on the east slope of the Sierra Nevada near Mono Lake in California, by Jesse Miller (@Texosporium)
• Asphodelus ramosus (Asphodelaceae), 1 month postfire, Valencia, Spain by JGP
• Bulbostylis paradoxa (Cyperaceae) one month after a fire, Costa Rica, by JGP
• Calopogon multiflorus (Orchidaceae), 13 days postfire, Florida, by Todd Angel (@ecologyangel)
• Calystegia macrostegia (Convolvulaceae), Santa Barbara, California, by Erin Hanan (@erinjhanan)
• Chamaerops humilis (Arecaceae), 1 month postfire, eastern Spain, by JGP
• Cyrtanthus contractus (Amaryllidaceae), 3 days postfire, Hluhluwe iMfolozi Park, South Africa, by Heath Beckett (@HeathBeckett)
• Echinacea paradoxa (Asteraceae), Missouri, by Jesse Miller (@Texosporium)
• Gladiolus illyricus (Iridaceae), eastern Spain, by Toni Bolufer
• Iris lutescens (Iridaceae), 1 month postfire, Valencia, Spain by JGP
• Lapiedra martinezzi (Amaryllidaceae), eastern Spain, by JGP
• Mairia coriacea (Asteraceae), SW Cape, by H. Luzeyer (from @TheFynbosTrail)
• Narcissus triandrus subsp. pallidulus (Amaryllidaceae), central Spain, by JGP
• Rodophiala advena (Amaryllidaceae), Chile, by JGP
• Scilla autumnalis (Asparagaceae), 1 month postfire, eastern Spain, by JGP
• Stenanthium densum (Melanthiaceae), 50 days postfire, Florida Longleaf Pine Savanna
• Urginea maritima (Asparagaceae), 1 month postfire, eastern Spain, by JGP
• Vellozia pyrantha (Velloziaceae), 2 weeks postfire, Chapada Diamantina NP, Bahia, Brazil by A.A. Conceiçao (J Nat Cons 2018)
• Watsonia borbonica (Iridaceae), 8 months postfire, slopes of the Table Mountain, South Africa, by Jakob’s Vineyards (@JakobsVineyard)
• Xanthorrhoea (Asphodelaceae), by Susie Green (@SusieGreen4)

 

Recientemente se ha generado una cierta controversia sobre si hay pinos autóctonos o no en España y si se deben eliminar de algunos hábitats. Aquí un grupo de ecólogos de la AEET(*) intentamos ayudar a cerrar el debate.

 

Sobre los pinos ibéricos

Hace tiempo que existe un debate abierto sobre el carácter autóctono (nativo) o no de los pinos, y, recientemente, el debate se ha reavivado en relación a las revisiones de listas de especies exóticas. A escala regional la respuesta es clara: sí que hay pinos autóctonos en nuestro territorio, tanto en la península Ibérica como en las islas Baleares e islas Canarias. Por ejemplo, si consultamos una obra de referencia tal como la Flora Ibérica, veremos que se mencionan seis especies de pinos autóctonos. Y si analizamos registros de polen en estratos antiguos de turberas, o el registro fósil, o los estudios de biogeografía, vemos que todo indica que han existido pinos en nuestros paisajes desde hace millones de años, aunque no siempre podamos distinguir las especies concretas. De hecho, ninguna de las especies de pino ibéricas aparece en el Catálogo Español de Especies Exóticas Invasoras del Gobierno (a fecha de 15-10-2018).

Cada una de estas diferentes especies de pino tiene sus requerimientos y preferencias ecológicas; unas especies viven a baja altitud y soportan bien el calor y la sequía, otras viven en las montañas y están adaptadas al frío; unas viven sobre cualquier tipo de suelo, otras evitan los suelos calizos o los suelos muy ácidos; unas se regeneran muy bien incluso después de incendios intensos, otras prácticamente desaparecen si arden con elevada intensidad. Es decir, no todas las especies de pinos pueden vivir en cualquier parte; las diferentes especies se distribuyen a lo largo y ancho de la Península siguiendo unos patrones concretos relacionados con el clima, el suelo y los incendios, además de con el uso del territorio realizado desde antaño. En algunas zonas, los pinos forman masas densas, homogéneas y monoespecífias; en otras, la densidad es baja o muy baja y se mezclan con otras especies de árboles (bosques y dehesas mixtas) o con especies arbustivas (matorrales con pinos). Y hay zonas en las que prácticamente no crecen pinos de forma natural, ya sea por condiciones ambientales o por regímenes de perturbación no apropiados, o por competencia con otras especies más adaptadas a esas situaciones. Los humanos, a lo largo de la historia, han ido modificando la distribución natural mediante cortas, talas, plantaciones y restauraciones forestales, con el objetivo de aprovechar los recursos que proporcionan los pinos (madera, resina, piñones, protección del suelo, etc.). A pesar de ello, aún podemos apreciar relaciones entre la presencia o densidad de pinos de las diferentes especies y las características ambientales de los sitios, indicadoras de diferencias ecológicas entre las especies.

 
Lista de especies nativas, y principales especies exóticas, de la familia de los pinos (pináceas) en la península Ibérica, islas Baleares e islas Canarias:

Pináceas nativas:

Pinus halepensis (pino carrasco)
Pinus nigra subsp. salmannii (pino salgareño o laricio)
Pinus pinaster (pino rodeno)
Pinus pinea (pino piñonero)
Pinus sylvestris (pino albar o silvestre)
Pinus uncinata (pino negro)
Pinus canariensis (pino de Canarias; exclusivo de las Islas Canarias)
Abies alba (abeto)
Abies pinsapo (pinsapo)

Principales pináceas exóticas:

Pinus radiata (la mas abundante; origen: norteamérica)
Pseudotsuga menziessi (origen: norteamérica)
Laris decidua (origen: centro Europa)

 

Sobre las plantaciones y la restauración de los ecosistemas

Los objetivos y métodos para la restauración del medio natural han ido variando a lo largo de la historia a medida que ha ido evolucionando las prioridades, el conocimiento y la conciencia medioambiental. Por ejemplo, antiguamente, se plantaban árboles (reforestación) para restaurar áreas degradadas sin pensar mucho en su origen, ni teniendo en cuenta si la especie era o no autóctona ni si la variedad era local o no, y sin considerar si las densidades y estructura reflejaban las condiciones naturales y el hábitat para otras especies. Cuando más adelante se plantaron pinos autóctonos, algunas veces se hizo en zonas típicas de la especie, y otras en zonas donde la especie estaba ausente o en baja densidad. En cualquier caso, estas restauraciones cumplían algunos de los objetivos de la época (por ejemplo, frenar la erosión) y aún son visibles en nuestros paisajes. Por su estructura, densidad y heterogenidad, actualmente las plantaciones de pinos a menudo se asemejan bastante a ecosistemas naturales, cumpliendo una función ecológica importante; en otras ocasiones, sin embargo, se parecen más a cultivos para producción de madera. Una de las principales diferencias entre estos “cultivos de madera” y los demás cultivos es que los primeros son más propensos a propagar fuegos intensos, especialmente si están deficientemente gestionados. Esta repercusión en los incendios forestales puede tener consecuencias sociales y ambientales adicionales y requieren de una especial atención.

Actualmente, los objetivos de la restauración incluyen la conservación de la biodiversidad. Existe un gran acuerdo entre los ecólogos y gestores del medio ambiente en que ni los pinos, ni los bosques en general, constituyen la única alternativa en paisajes mediterráneos; los matorrales son también autoctónos, naturales, diversos y antiguos, y contribuyen en gran medida a la elevada biodiversidad de los ecosistemas mediterráneos, además de favorecer la protección de sus suelos. Cada vez más se tiende a realizar restauraciones ecológicas introduciendo especies y variedades locales, y no solo de árboles, sino también de arbustos y especies herbáceas. La sociedad actual convive con plantaciones y restauraciones realizadas con criterios del pasado, donde las percepciones ambientales y el conocimiento ecológico eran muy diferentes. Esta convivencia genera cierto conflicto social y está en el origen de muchos debates sobre la naturaleza nativa o no de los pinares.

Fotos, de izquierda a derecha: P. nigra (Cazorla, por Juli G. Pausas), P. halepensis (Bages, centro de Catalunya, por Jordi Garcia-Pausas), P. uncinata (Pirineo de Andorra, por Jordi Garcia-Pausas), P. pinea (Doñana, Pedro Jordano).

Sobre los pinares litorales en dunas

Un claro ejemplo del conflicto mencionado lo constituyen los pinares sobre dunas (por ejemplo, en Doñana o en Guardamar). En muchos casos, estas dunas se poblaron masivamente de pinos (en Doñana hay plantaciones documentadas desde el s. XVI, aunque masivas sólo en el s. XX). La finalidad de estas plantaciones era bienintencionada: fijar las dunas, crear puestos de trabajo, y generar un ambiente forestal agradable. En aquella época, se valoraba más cualquier estructura arbolada densa, aunque fuese pobre en especies, que un matorral, por muy diverso en especies que fuera. Además, plantar pinos era mucho más fácil y agradecido (mayor supervivencia) que plantar otras especies arbóreas. Con los años, esos pinares han pasado a formar parte de nuestro paisaje cultural. La vegetación original de estas dunas litorales era probablemente un mosaico donde alternaban arbustos y árboles pequeños típicos de la máquia esclerófila mediterránea, plantas de los brezales y sabinares ibéricos, y herbáceas propias de dunas; en ellas, la densidad de pinos era baja y variable según las condiciones topográficas, del nivel freático y salino, y las especies acompañantes. El sobrepastoreo y la explotación de leña fue degradando esos ecosistemas y generando erosión y movimientos no deseables de las dunas. En ese marco ambiental se realizaron las plantaciones de pino.

Cabe destacar que tras el incendio que afectó a los pinares de la zona de Doñana (julio 2017), se ha constatado una regeneración muy satisfactoria de muchas de las especies del mosaico de matorral y brezal que dominaron antes de las plantaciones, mientras que el pino prácticamente no se regenera. Si se facilita y potencia la regeneración de estos matorrales, que son muy diversos en especies, los incendios (inevitables) que ocurran en el futuro serán menos intensos (por la menor biomasa) y se regenerarán más rápidamente; por lo tanto, estas comunidades serían más sostenibles. Por tanto, desde el punto de vista ecológico, y en el contexto del calentamiento global, la reducción de la densidad de pinos en dunas litorales está en muchos casos justificada, mientras se realice de manera cuidadosa y favoreciendo la vegetación alternativa que puede albergar importantes valores de conservación. En cualquier caso, ante cualquier intención de reducción drástica del pinar, se debería evaluar con detalle las consecuencias, ya que plantaciones antiguas también pueden tener actualmente especies que dependan de ellas.

En conclusión

Vivimos en un territorio heterogéneo con una historia compleja, donde las dinámicas naturales se han visto frecuentemente alteradas por unos usos del territorio cambiantes en intensidad y objetivos. La presencia de pinos autóctonos en nuestro país es indiscutible, pero este hecho no justifica su plantación en cualquier sitio ni de cualquier manera. El conocimiento adquirido en los últimos años sobre la biodiversidad y la ecología de nuestros bosques, junto con la amenaza del cambio climático, nos lleva a repensar la gestión de las plantaciones de pino, y en general, la gestión de los recursos naturales. Mediante una planificación integrada del territorio deberíamos poder decidir con criterios objetivos dónde son preferibles pinares lo más naturales posibles (por ejemplo, en áreas protegidas), dónde queremos plantaciones de pinos para la protección del suelo y la regulación hídrica, y dónde queremos plantaciones de pinos productivas y sostenibles.

 
(*) Los miembros de la AEET que han contribuido a este texto son: Pedro Jordano (CSIC), Francisco Lloret (UAB-CREAF), Juli G. Pausas (CSIC), Anna Traveset (CSIC-UIB), Fernando Valladares (CSIC).

Este texto se ha publicado simultáneamente (19-11-2018) aquí y en el blog del CREAF (tanto en castellano como en catalán). Una versión resumida también se publico en 20minutos.es/ciencia-para-llevar-csic (29-11-2018).

 

Después de un incendio, lo peor que puede ocurrir es que haya pérdida de suelo. Por ello se aconseja visitar pronto las zonas afectadas con el fin de detectar puntos donde es posible que esto ocurra, y en su caso, poder aplicar medidas para evitarlo. En la zona mediterránea las zonas con posible pérdida de suelo suelen ser puntuales dentro del área afectada por el incendio. Estas zonas sensibles suelen estar asociadas a pendientes pronunciadas, suelos poco pedregosos, texturas arenosas, bancales abandonados, etc.. Entre las medidas para evitar la pérdida del suelo se incluye cubrir la parte sensible con paja o similar (empajado o mulching, que evita el contacto directo de las gotas de agua con el suelo), la siembra de hierbas de crecimiento rápido, o la colocación de troncos en fajas para reducir los movimientos de suelo.

En el pasado agosto ardieron unas 3200 ha en el incendio de Llutxent, afectando principalmente a los municipios de Llutxent, Gandia y Pinet (provincia de Valencia). Poco después del incendio se iniciaron acciones para proteger el suelo de la erosión, tales como la corta de pinos muertos y su colocación en el suelo en fajas. Sin embargo, estas acciones se están aplicando de forma generalizada, incluyendo zonas muy pedregosas y con poca pendiente (ver fotografías), o donde la regeneración de la vegetación es buena. En estas zonas no es previsible que haya erosión, y por lo tanto esta acción parece ecológica y económicamente innecesaria. En algunos casos, podría ser perjudicial si las acciones realizadas afectan a la regeneración natural. De hecho, con las lluvias de las semana pasadas, ya se podría evaluar si realmente ha servido para algo estas acciones y si vale la pena continuarlas.

 

Acciones que se están realizando en la zona afectada por el incendio de Lutxent (fotos tomadas en septiembre y octubre, 2018, por R. Badenes y J.G. Pausas).

 

Actualización, 27 Nov 2018: Hace unas semanas en Llutxent llovió entre 300-600 mm en pocos días, y no se ha observado erosión en sitios pedregosos y poco inclinados. A pesar de esto, se sigue aumentando las fajas para frenar la erosión … (pincha en la foto para ampliar)

 

Más información:

• El surar de Pinet – a small isoleted population of cork oak
• Llutxent 1 month postfire
• Lo que no se debe hacer después de un incendio

 

This autumn, Sierra de Cazorla (Jaén, Spain) is full of fleshy fruits, a feast for wildlife.

 

 

In early August, a lightning-ignited fire burned about 3200 ha of the municipalities of Llutxent, Gandia and Pinet (in Valencia, Spain): the Llutxent fire [1]. The area includes a small and isolated patch cork oak (Quercus suber; Fig. 1), the Pinet cork oak forest (locally known as el surar de Pinet) [2]. The Pinet forest (ca. 80 ha) was a mosaic of shrublands, oaks and pines (Pinus pinaster); and the fire burned most of the forest. The area is not the most optima for cork oak because of the climate (relatively dry for the species) and the soils (not too acidic). However, peripheral populations are typically genetically, morphologically and functionally different from the core populations, and can hold an important proportion of the species’ genetic diversity, thus their conservation is required.

Cork oak is a very good postfire resprouter from epicormic (stem) buds [3,4,5]. However, given that this population is in the edge of their environmental conditions, and the rainfall of the last year was below the long-term average, there were concerns about their postfire regeneration.

Happily 1 month after the fire there were some oak resprouting epicormically [1], and two month after the fire, basically all individuals were resprouting (Fig. 2). Because some plants may die after their initial vigorous resprouting [6], we should keep monitoring the resprouting of this population, but it seems that the population is saved. The fire temporally reduced the shrublands and killed most pines of the forest, and thus it could be an opportunity for managers to increase the cork population size using local acorns.

 

References

[1] Llutxent 1 month postfire, jgpausas.blogs.uv.es/2018/09/18/

[2] Pausas J.G., Ribeiro E., Dias S.G., Pons J. & Beseler C. 2006. Regeneration of a marginal Cork oak (Quercus suber) forest in the eastern Iberian Peninsula. J. Veget. Sci. 17: 729-738. [pdf | doi | wiley ]

[3] Pausas, J.G. 1997. Resprouting of Quercus suber in NE Spain after fire. J. Veg. Sci. 8: 703-706. [doi | pdf]  

[4] Aronson J., Pereira J.S., Pausas J.G. (eds). 2009. Cork Oak Woodlands on the Edge: conservation, adaptive management, and restoration. Island Press, Washington DC. 315 pp. [The book]  

[5] Pausas J.G. & Keeley J.E. 2017. Epicormic resprouting in fire-prone ecosystems. Trends in Plant Science 22(12): 1008-1015. [doi | sciencedirect | pdf]

[6] Moreira B., Tormo J, Pausas J.G. 2012. To resprout or not to resprout: factors driving intraspecific variability in resprouting. Oikos 121: 1577-1584 [doi | pdf]

More on cork oak: posts | book | papers

 

 

One of the unifying approaches in ecology is to search for common strategies, that is, to group species sharing mechanisms and responses to environmental factors and disturbances. Plant strategies to persist in fire-prone ecosystems (and the traits involved) are now quite well known [1]. However, less is known about fire strategies in animals, despite many fire-prone ecosystems harbor a very rich fauna [2]. This difference in knowledge is probably due to the intrinsic differences between plants (immobile) and animals (mobile) [2]. However, there is a demand for unifying plant an animals paradigms in order to better asses biodiversity in fire-prone ecosystems [3]. In a recent paper [4] I am providing an unifying framework by emphasizing the similarities between plants and animals in relation to the mechanisms for living in fire-prone ecosystems. To do so, I propose a very simple fire strategy scheme that should be valid for both plants and animals (Table 1). The advantage of having a unified framework of fire strategies include: (1) we can learn how species respond to fire from a great diversity of life forms; (2) animal and plant ecologists can benefit from shared expertise in fire responses (some common strategies in plants may be overlooked in animals, or vice-versa); (3) we could better predict changes in plant-animal interactions with fire regime changes, and (4) we could better assess and generalize the effects of fire on biodiversity. I hope this framework would facilitate finding knowledge gaps and directing future research for gaining a better understanding of the role of fire on biodiversity.

 

References

[1] Keeley J.E., Bond W.J., Bradstock R.A., Pausas J.G. & Rundel P.W. 2012. Fire in Mediterranean Ecosystems: Ecology, Evolution and Management. Cambridge University Press. [the book]  

[2] Pausas J.G., Parr C.L. 2018. Towards an understanding of the evolutionary role of fire in animals. Evolutionary Ecology 32: 113–125. [doi | pdf]  

[3] Kelly L.T., Brotons L, Giljohann K.M., McCarthy M.A., Pausas J.G., Smith A.L. 2018. Bridging the divide: integrating animal and plant paradigms to secure the future of biodiversity in fire-prone ecosystems. Fire 1(2): 29. [doi | mdpi | pdf]  

[4] Pausas J.G. 2019. Generalized fire response strategies in plants and animals. Oikos 128:147-153 [doi | wiley | pdf | oikosblog]

 

 

How do you teach children about fire? You show them by replacing fear with a sense of wonder. 

See also: A fire ecology lesson from the Florida scrub

 

In early August a wildfire ignited by a lightning burned about 3200 ha, affecting mainly the municipalities of Lutxent, Gandia and Pinet (in Valencia, Spain). One month later I visited the area, and below are the main plant species that were already resprouting. There were also two species already flowering, both geophytes: Urginea (Drimia) maritima and Scilla autumnalis; they showed flowers but not the leaves (they are protanthous: flowering before the foliage appears [1]). There were also many seedling germination from the seedbank, but they were too small to identify. 

The area affected by the fire include a small marginal population of Quercus suber (cork oak; el surar de Pinet) that we had studied few years ago [2]. This oak was also resprouting (epicormically).

(click to the photo to enlarge)

 

Notes and references

[1] The terminology of the flower/leaf phenology is a bit confusing; here is my understanding following Simpson (Plant Systematics, 2011) and Lamont & Downes (2011, Pl. Ecol. 212):

· Synanthous (syn= same time): flowers and leaves develop at the same time
· Hysteranthous: flowering occurring out of phase with leafing
· Protanthous (pro= early): flowers develop before the leaves
· Seranthous (ser= delayed): flowers develop after the leaves

[2] Pausas J.G., Ribeiro E., Dias S.G., Pons J. & Beseler C. 2006. Regeneration of a marginal Cork oak (Quercus suber) forest in the eastern Iberian Peninsula. Journal of Vegetation Science 17: 729-738. [pdf | doi | wiley]

More on postfire flowering | Quercus suber (cork oak)

Thanks to E. Laguna for his help on the species identification.

 

Fa poc, la revista Mètode me va fer la següent pregunta: Per què hi ha plantes que necessiten el foc per a germinar? Ací la meua resposta: català | castellano. També la copio aquí sota, amb alguna lleugera modificació:

La finalitat de tot ésser viu és reproduir-se, i en el cas de les plantes, açò inclou que les llavors germinin en un ambient favorable per al creixement. És per açò que les plantes han desenvolupat estratègies per dipositar les seues llavors en espais oberts que permetin la germinació i el creixement de la descendència. En moltes plantes, aquestes estratègies es basen en la dispersió de les llavors per animals o pel vent. Però hi ha altres que aprofiten els espais oberts dels incendis!

En els ecosistemes mediterranis els incendis són relativament freqüents de manera natural, i generen grans espais oberts ideals per a la germinació i el creixement de moltes plantes mediterrànies (molta llum, poca competència, i elevada disponibilitat de nutrients). Conseqüentment, en moltes d’estes espècies han evolucionat estratègies per optimitzar la germinació just després del foc. Per aconseguir sincronitzar la germinació amb el moment dels espais oberts, les plantes acumulen les llavors (formen un banc de llavors) i el foc els hi fa de senyal de quan poden germinar. Hi ha dos estratègies. Una és que les plantes acumulen les llavors al sòl (banc de llavors al sòl), i la calor o el fum dels incendis fa de senyal i estimula la germinació. Un exemple ben conegut d’aquesta primera estratègia ho constitueixen les espècies d’estepes del gènere Cistus així com molts arbust de la família de les lleguminoses (argelagues, etc.). Una segona estratègia és acumular les llavors a la capçada dels arbres (banc de llavors a la capçada), dins d’estructures que resisteixen be els incendis (les pinyes). Amb la calor dels incendis, les pinyes s’obren, i les llavors cauen a l’espai obert creat per l’incendi i germinen. Este és el cas del del pi blanc (Pinus halepensis), tant abundant al nostre territori. En tots aquests casos, la reproducció està fortament lligada als incendis, cosa que se considera una adaptació al foc.

Exemples de germinció massiva poc després d’incendi a Odena 2015, Doñana 2017 , i Chile 2017, respectivament (clicar per a ampliar):

Ejemplos de germinción masiva poco después de incendio, en Odena 2015, Doñana 2017, y Chile 2017, respectivamente (clicar para ampliar).

 

Hace poco, la revista Mètode me hizo la siguiente pregunta: ¿Por qué hay plantas que necesitan el fuego para germinar? Aquí mi respuesta: català | castellano. También la copio aquí debajo, con alguna ligera modificación:

La finalidad de todo ser vio es reproducirse, y en el caso de las plantas esto incluye que las semillas germinen en un ambiente favorable para su crecimiento. Es por esto que las plantas han desarrollado estrategias para depositar sus semillas en espacios abiertos que permitan la germinación y el crecimiento de la descendencia. En muchas plantas, estas estrategias se basan en la dispersión de las semillas por animales o por el viento. Pero hay otras que aprovechan los espacios abiertos por incendios!

En los ecosistemas mediterráneos los incendios son relativamente frecuentes de manera natural y generan grandes espacios abiertos ideales para la germinación y el crecimiento de muchas plantas mediterráneas (mucha luz, poca competencia y elevada disponibilidad de nutrientes). Como consecuencia, muchas de estas especies han evolucionado para optimizar la germinación justo después del fuego. Para conseguir sincronizar la germinación con el momento del incendio, las plantas acumulan las semillas en el suelo (banco de semillas en el suelo) y las elevadas temperaturas o el humo de los incendios actúa de señal y estimula la germinación. Un ejemplo bien conocido de esta primera estrategia lo constituyen las especies de jara del género Cistus, así como muchos arbustos de la familia de las leguminosas (aliagas, etc.). Una segunda estrategia es acumular las semillas en la copa de los árboles (banco de semillas de copa), dentro de estructuras que resistan bien los incendios (piñas). Con las elevadas temperaturas del fuego, las piñas de abren y las semillas caen al espacio abierto creado por el incendio y germinan. Este es el caso del pino carrasco (Pinus halepensis), tan abundante en nuestro territorio. En todos estos casos, la reproducción esta fuertemente ligada a los incendios, hecho este que se considera una adaptación al fuego.

Related posts: fire drive trait divergence in smoke-induced germination | smoke-stimulated recruitment | seed dormancy as a fire adaptation | smoke-stimulated germination | heat and smoke as germination cues

 

Fire may disrupt plant-animal interactions. In antagonistic interactions, this disruption may benefit one of the interacting species; for instance, the reduction of a seed predator after fire can benefit the host plant [1]. The question is what happen in mutualistic interactions? Does fire disrupt mutualistic interactions generating negative consequences for the interacting species?

The Mediterranean dwarf palm Chamaerops humilis is a small dioecious palm native to the coastal shrublands of the western Mediterranean Basin. It has a specialized nursery pollination system involving the weevil Derelomus chamaeropis (Curculionidae). The plant resprouts quickly after fires (from apical buds) and produces flowers the following spring [2]. Given the specialized nursery pollination systems, this plant is a good candidate to have their pollination disrupted by fire.

In a recent study [3] we found that after fire, their pollinator (the weevil), was strongly reduced, but the fruit set remained unchanged. We documented a second beetle, a sap beetle (Meligethinus pallidulus, Nitidulidae), that were not affected by fire and acted as an effective pollinator (in a non-nursery pollination system). The temporary replacement by a sap beetle at burnt sites – an effective pollinator that had gone unnoticed until now – provided postfire reproductive resilience. That is, fire does not disrupt pollination in this specialized plant-insect system.

This is an example of the “nature’s jazz hypothesis”, i.e., species have considerable scope and capacity to adapt to each other and their environments and thereby may impart far more resilience to environmental stressors and disturbances that was once thought [4].

The dwarf palm Chamaerops humilis is well adapted to recurrent shrubland fires (i.e., of high intensity). It resprouts quickly after fire from surviving apical buds; it has rhizomes from where new stems can emerge after disturbance (I suppose this is why Humboldt mentioned this species as a social palm [2]); and its pollination is not jeopardized by fire.

The mediterranean dwarf palm Chamaerops humilis flowering (male) 2 months after fire; Valencia region, Spain (photo: JG Pausas).

 

References

[1] García Y., Castellanos M.C. & Pausas J.G. 2016. Fires can benefit plants by disrupting antagonistic interactions. Oecologia 182, 1165–1173. [doi | pdf | post]

[2] Postfire resprouting of Chamaerops humilis, jgpausas.blog.uv.es, 2016/03/18

[3] García, Y., Castellanos, M.C. & Pausas, J.G. 2018. Differential pollinator response underlies plant reproductive resilience after fires. Annals of Botany [doi | pdf]

[4] Schmitz, O. J. 2018. Species in ecosystems and all that jazz. – PLoS Biology 16: e2006285.

Update: paper now featured in Botany One: Plant-animal interactions deal with wildfires in unexpected ways

We have released a new version of the BROT database on plant functional traits for Mediterranean Basin species [1]. BROT 2.0 is an improved and expanded version of BROT 1.0 [2]; while the first version focused on fire related traits, the version 2.0 is more general and include a higher diversity plant functional traits. BROT 2 includes 25,764 individual records of 44 traits from 2,457 plant taxa distributed in 119 taxonomic families.

The structure of the BROT 2 database is very simple and include four files (or tables) linked by IDs: the Data file (the main file), the Taxa file, Sources file, and an additional Synonymous file. Tables 5, 6, 7, and 9 refer to the place in the paper [1] with the definitions of the corresponding field.Geographical scope of BROT in the Mediterranean Basin. Circles are the locations of the data (for records with geographical coordinates), with colors indicating the number of records. The blue region refers to the Mediterranean climate area following Quézel & Médail (2003).
 

References

[1] Tavsanoglu Ç. & Pausas J.G. 2018. A functional trait database for Mediterranean Basin plants. Scientific Data 5: 180135 [doi | SciDat | pdf | data | BROT web]

[2] Paula, S., M. Arianoutsou, D. Kazanis, Ç. Tavsanoglu, F. Lloret, C. Buhk, F. Ojeda, B. Luna, J. M. Moreno, A. Rodrigo, J. M. Espelta, S. Palacio, B. Fernández-Santos, P. M. Fernandes, and J. G. Pausas. 2009. Fire-related traits for plant species of the Mediterranean Basin. Ecology 90:1420-1420. [doi | ESA journals | Ecological Archives | pdf | BROT web]

 

For two years we sampled invertebrates after two large wildfires in eastern Spain and demonstrate that two flower beetle species, Protaetia morio and P. oblonga (Cetoniidae; Fig. 1 & 2 below), show a pyrophilous behaviour [1]. These beetles were much more numerous after the fires than in unburnt plots around the fire perimeter; in addition, these species tended to increase in number with the distance from the fire perimeter and with fire recurrence (Fig. 3 below). These results suggest that local populations survived the fire as eggs or larvae protected in the soil, and then they were favoured postfire (i.e., population size increased, compared with unburnt zones). We propose that this could be driven by the reduction of their predator populations, as vertebrates that feed on these beetles are disfavored by fire. That is, the results suggest that these flower beetle species benefit from fire because fire disrupts antagonistic interactions with their predators (predation release hypothesis).

Fig. 1. Protaetia morio: eggs, larva, pupal, and adult (photos: S. Montagud); pitfall trap full of Protaetia beetles (bottom left).

Fig. 2: Protaetia morio (male and famale) and Protaetia oblonga (male and female)

 

Fig. 3: Abundance (number of individuals) of Protaetia morio one and two years after fire (from two fires that occurred in 2012). Green: Unburnt; Yellow: Burnt edge (< 700 m from the fire perimeter); Orange: Burnt center (> 1.3 km from the fire perimeter). P. oblonga showed a similar pattern. For details, see [1].

Reference 

[1] Pausas, J.G., Belliure, J., Mínguez, E. & Montagud, S. (2018) Fire benefits flower beetles in a mediterranean ecosystem. PLoS ONE, 13: e0198951. [doi | plos | pdf]

Recientemente, Greenpeace hizo un par de preguntas a varias personas que trabajan en diferentes ámbitos relacionados con incendios forestales (noticia | documento). Aquí copio mis respuestas.

¿En qué han cambiado los incendios?

En las últimas décadas se ha observado un cambio brusco en el régimen de incendios, aumentando la frecuencia y, especialmente, el tamaño de los incendios. Los incendios requieren de tres factores: combustible (vegetación densa y continua), igniciones, y condiciones propensas a la propagación del fuego (sequedad, viento). Estos tres factores se han visto favorecidos en los últimos años y de manera simultánea:

(1) ha aumentado la cobertura, continuidad y densidad de la vegetación en el paisaje, incrementando la biomasa y el combustible disponible para los incendios;

(2) ha cambiado el clima hacia veranos más cálidos, más secos, y más largos, por lo que se dan mejores condiciones para la propagación del fuego y durante más tiempo; y

(3) ha aumentado la población urbana en las zonas de interfaz urbano-forestal (ver foto), lo que conlleva un mayor número de igniciones, tanto accidentales como provocadas.

En definitiva, actualmente hay más incendios porque tenemos paisajes y climas más propensos a la propagación del fuego, y más igniciones.

De estos tres factores, el que más ha influido en el cambio del régimen de incendios es el aumento de vegetación (biomasa) en nuestros paisajes. Este aumento se debe principalmente al abandono de las actividades rurales (tales como la agricultura, el pastoreo, la extracción de leña, o la gestión de las plantaciones forestales), y a las políticas de exclusión total de los incendios, sin una sustitución por otros sistemas que controlen la vegetación, tales como los herbívoros silvestres, o las quemas y el pastoreo prescritos.

¿Como mitigar el impacto de los incendios?

La política de tolerancia cero a los incendios no ha funcionado en ningún país del mundo. El reto de la gestión no debería ser eliminar los incendios, sino crear paisajes que generen regímenes de incendios sostenibles tanto ecológica como socialmente. Para ello se precisan acciones a distintos niveles, tales como aceptar abiertamente un cierto régimen de incendios (especialmente en zonas poco pobladas y en ecosistemas con adaptaciones al fuego), crear discontinuidades en paisajes forestales homogéneos (por ejemplo, mosaicos agrícola-forestales), o reducir el combustible en zonas estratégicas o próximas a viviendas. También implica decisiones tan conflictivas como limitar la interfaz urbano-forestal, es decir, limitar la expansión de urbanizaciones y polígonos industriales en zonas rurales y naturales. A los efectos ambientales que supone la expansión de estas zonas de interfaz (por ejemplo, en biodiversidad, especies invasoras, contaminación lumínica y visual, etc.), hay que añadir que constituyen una gran fuente de igniciones, y que convierten en catastróficos (socialmente) incluso a regímenes de incendios ecológicamente sostenibles. Los mecanismos para limitar estas zonas pueden ser diversos, incluyendo la recalificación de terrenos (a no urbanizables), o la implementación de tasas (disuasorias) por construir en áreas con alto riesgo de incendios, entre otros. Además, y con carácter más general, incrementar las medidas que frenan el cambio climático contribuiría a reducir los cambios no deseados en el régimen de incendios.

Foto: Ejemplo de interfaz urbano-forestal (Port d’Andratx, Mallorca; foto: @xarxaforestal). Con este modelo de urbanismo, además de aumentar la probabilidad de igniciones, convertimos en catastróficos incluso a regímenes de incendios ecológicamente sostenibles.

 

Más información

– Incendios forestales, una visión desde la ecología
– Acabar con los incendios es antinatural e insostenible
– Cinco cuestiones sobre inflamabilidad e incendios

Fire is a key ecological factor in many Mediterranean shrublands [1]. But there is another shrubland, the Florida scrub, that share many characteristics with mediterranean ecosystems. Fire is frequent in the Florida scrub, and most plant strategies to deal with fire are the same to those found in mediterranean ecosystems, despite the species are different (a likely case of convergent evolution). The Florida scrub occurs on sandy soils of the Florida Peninsula (USA), under a subtropical climate.

Eric Menges, a fire ecologist at Archbold Biological Station in Florida, explains in this 16-minute video the main adaptive traits of plants to live in the Florida scrub. In his words “the lack of fire is a bigger disturbance than the fire”. All strategies explained in the video also occur in most mediterranean regions, including the Mediterranean Basin (i.e., from Portugal to Syria).

Video “Surviving fire in the Florida scrub”, also available in youtube.

[Versión en español]

El fuego es un factor ecológico clave en muchos matorrales mediterráneos [1,2]. Pero hay otro matorral, el matorral de la Florida, que comparte muchas características con los ecosistemas mediterráneos. El fuego también es frecuente en este matorral, y la mayoría de las estrategias de las plantas para persistir después de incendio son las mismas que las que se encuentran en los ecosistemas mediterráneos, a pesar de que las especies son diferentes (con ejemplos de evolución convergente). El matorral de Florida aparece en suelos arenosos en la península de la Florida (EEUU), en clima subtropical.

Eric Menges, ecólogo en la Estación Biológica Archbold en Florida, explica en este video de 16 minutos los principales estrategias adaptativas de las plantas para vivir en el matorral de Florida. En sus palabras, “la falta de fuego es una perturbación más importante que el fuego”. Todas las estrategias explicadas en el video también ocurren en la mayoría de las regiones mediterráneas, incluida la Cuenca Mediterránea (de Portugal a Siria, pasando por España, claro).

 

References

[1] Keeley J.E., Bond W.J., Bradstock R.A., Pausas J.G. & Rundel P.W. 2012. Fire in Mediterranean Ecosystems: Ecology, Evolution and Management. Cambridge University Press. [the book]

[2] Pausas J.G. 2012. Incendios forestales. Una visión desde la ecología. Catarata-CSIC. [Libro]

 

The biophysical pressures shaping the ecology and evolution of species can be broadly aggregated into three dimensions [1]: environmental conditions, disturbance regimes, and biotic interactions (Fig. 1A). In many cases several of these dimensions need to be considered to adequately understand the habitat and functional traits of species when working at broad spatial or phylogenetic scales. However, it is currently common to consider only one dimension even when studying large clades, and in some cases, the dimension selected may not be the most relevant for a realistic understanding of ecological and evolutionary processes. We illustrate this problem with reference to the large and iconic plant family, Proteaceae [1]. This family can be considered the product of a long history of harsh environments, recurrent fires and strong faunal interactions (Fig. 1B). Because most Proteaceae species occur in fire-prone ecosystems and possess fire-adaptive traits that are both ancient and essential for their survival, disturbance by fire is likely to explain much of this family’s ecology, evolution, and biogeography. Thus studies of this family that are based on environmental variables only, are likely to make a poor contribution to their ecology and evolution. Failure to recognize the prominent role of fire (‘fire blindness’) is likely to result in a misunderstanding of the key evolutionary processes behind the ecological patterns. To make satisfactory progress, we need to overcome the traditional view that vegetation patterns can be explained solely through climate and soils, and to recognize plant consumers (fire & large herbivores) as potent evolutionary forces [2] and a key factor in explaining the ecology, distribution and diversity of many species [3]. In fact, I would propose to add the following term in fire glossaries and fire terminology resources:

Fire blindness: failure to recognize the prominent ecological and evolutionary role of fire in fire-prone ecosystems (Pausas & Lamont 2018). 

Figure 1: The evolutionary pressures that shape the phenotype and genotype of an organism can be aggregated into three dimensions (A): environmental factors (e.g., climate, soils, topography), disturbances, and biotic interactions; each of these dimensions is related to a particular set of traits. In the case of the Australian Proteaceae (B), the factors determining these three dimensions define the characteristics of most species (sclerophyllous species; patterned area); excluding one dimension (fire) define the few Proteaceae species that occur in non-fireprone ecosystems (dots, and figure 2 left). From [1].
 

Figure 2: Proteaceae species richness in Australia by cells of 1 degree. Left: genera in non-fire-prone vegetation (rainforest and vine forest). Right: genera in fire-prone vegetation (sclerophyll shrubland, woodland and forest, and savanna grassland). Proteaceae without fire would be confined to the rainforest fringes and depauperate in species instead of the dominant position it currently occupies throughout the Australian continent. From [1].

References

[1] Pausas J.G., Lamont B.B. 2018. Ecology and biogeography in 3D: the case of the Australian Proteaceae Journal of Biogeography. [doi | pdf]

[2] Keeley J.E., Pausas J.G., Rundel P.W., Bond W.J., Bradstock R.A. 2011. Fire as an evolutionary pressure shaping plant traits. Trends in Plant Science 16: 406-411. [doi | pdf]

[3] Pausas J.G. & Ribeiro E. 2017. Fire and plant diversity at the global scale. Global Ecology and Biogeography 26: 889–897. [doi | pdf]  

 

‘Marjal del Moro’ is a small coastal wetland located in the municipalities of Puçol and Sagunt (Valencia, Spain). It is a Special Area of Conservation (SAC; ZEC in Spanish) and a Special Protected Area for the conservation of birds (SPA; ZEPA in Spanish), of the European Union. In January the 4th a wildfire burned 320ha which is ca. 80% of the wetland. Here are some dynamics after the fire.

1 month after the fire (18th February 2018):

At this time, Tamarix trees (salt ceder) were not resprouting, but some other plants already started to resprout (click to enlarge):

 

4 months after fire (1st May 2018):

Note that the two trees (salt ceders, Tamarix) are the same ones from the picture above (taken in February). At this time, Tamarix species were already resprouting (click to enlarge):

 

Thanks to E. Laguna for his help on the species identification.

 

Como cada año, en España realizamos estos días la declaración de la renta. Y esta es una buena oportunidad para quejarse de los excesivos gastos militares que nuestro gobierno realiza; ¡hay muchas otras prioridades antes que gastar millones de euros en armamento militar! Una manera de quejarse, es realizando la objeción fiscal al gasto militar. Podéis encontrar mucha información en la web (por ejemplo, aquí, aquí); a continuación os indico como la hago yo. Pasos a seguir:

• Realizar la declaración de la renta de manera normal, con aplicación Renta WEB.
• Una vez finalizada la declaración, ir al subapartado “Retenciones y demás pagos a cuenta” (se llega fácilmente desde la página de resumen). En una de las casillas que no utilices, cualquiera, se pone la cantidad a desviar. Por ejemplo, en la casilla 567 (“Cuotas del impuesto sobre la renta de no residentes”) ponemos la cantidad que se quiera desviar  (por ejemplo, 100 euros [pero también pueden ser 1 euro o lo que sea]). ¡Así de fácil! – Recordar que lo importante no es la cantidad exacta a desviar, si no el realizar un gesto cívico y comprometido por la paz.
• Si vuestra declaración os salía a pagar (positiva), ahora os saldrá a pagar 100 euros menos (en este ejemplo); si os salía a cobrar (negativa), ahora os saldrá a cobrar 100 euros más.
• Finalizar la declaración de manera normal (primero ir a ‘Validar’, y después a ‘Presentar declaración’)
• Ingresar la cantidad desviada (los 100 euros del ejemplo) a una ONG. Algunas asociaciones que promueven y apoyan la objeción, hacen anualmente sugerencias de posibles ONGs a ingresar, pero se puede realizar en cualquiera; una ONG que creas que realmente lucha a favor de la paz y para crear un mundo mejor (desarme, justicia social, solidaridad, protección del medio ambiente, etc.).
• Enviar una carta al registro una oficina de Hacienda (por ejemplo, al Registro General del Ministerio de Hacienda, c/ Alcalá, 9. 28071, Madrid) en la que se explica los motivos de vuestro desvío a una ONG y adjuntar el justificante del ingreso. Aquí hay un ejemplo de carta:  descargar doc. Se puede incluir también una copia impresa de la declaración donde se tacha el texto de la casilla donde se ha indicado la desviación (la 567 en este ejemplo) y se pone (a mano) “Por objeción a los gastos militares”.
• Para las estadísticas, es conveniente avisar que se ha realizado la objeción fiscal, rellenado este formulario, o contactando con tu asociación antimilitarista local (en Valencia: mocvalencia.org).

Más información:  grupotortuga.com | nodo50.org/objecionfiscal | mocvalencia.org | antimilitaristas.org (insumissia)

[English version]

Last summer, between Jun 24 and Jul 4 (2017), a wildfire burned ca. 10,000 ha of the Doñana Natural Park (Las Peñuelas fire, Moguer, Huelva, Spain); the fire did not affect the adjacent Doñana National Park (National P. + Natural P. = 108,000 ha). Most of the area burned was a shrubland in a fixed dune system that had been afforested with Pinus pinea during the early 20th C. Now, nine months after fire, there are many plants from the original shrubland that are resprouting and many seeds germinating (pictures below); most of the pines are dead with very poor or null regeneration, so part of the afforestation (which is much larger than this fire) is lost.

From the ecological point of view, this fire provides an opportunity to replace part of the afforestation with the natural shrubland, and thus the wildfire may help to restore the original ecosystems and their biodiversity. This ecosystem will also benefit from having more water available, as tree consume a lot of water. In addition, future fires occurring in the shrubland without the tree layer would be also less intense. Consequently, the regenerating shrubland will be more natural and more resilient to future fires than the prefire pine woodland.

 

[Versión en español]

El verano pasado, entre el 24 de junio y el 4 de julio (2017), un incendio afectó ca. 10.000 ha del Parque Natural de Doñana (incendio de Las Peñuelas, Moguer, Huelva, España); el fuego no afectó al Parque Nacional de Doñana adyacente al parque natural (P. Nacional + P. Natural = 108.000 ha). La mayor parte del área quemada era un matorral en un sistema de dunas fijas en el que se había plantado pinos (Pinus pinea) a principios del siglo XX. Ahora, nueve meses después del incendio, hay muchas plantas del matorral original que están rebrotando y muchas semillas germinando (ver fotos); la mayoría de los pinos están muertos y presentan una regeneración muy pobre o nula, por lo que una parte de la repoblación de pinos (que era mucho más grande que este incendio) ha desaparecido.

Desde el punto de vista ecológico, este incendio brinda la oportunidad de reemplazar la repoblación por el matorral natural y, por lo tanto, el incendio pueden ayudar a restaurar los ecosistemas originales y diversos de Doñana. Estos ecosistemas también se beneficiarán de una mayor disponibilidad de agua, ya que hasta ahora una parte era consumida por los pinos. Además, los incendios futuros que ocurran en estos matorrales sin pinos serán menos intensos. En consecuencia, el matorral en regeneración será más natural y más resiliente a los incendios futuros que el pinar anterior.

UPDATE (Jan 2019): this post has inspired the following article:

Leverkus AB, Murillo PG, Doña VJ, Pausas JG. 2019. Wildfires: opportunity for restoration? Science 363 (6423): 134-135. [doi | science | pdf]

 

A principios de septiembre de 2017, tuve la oportunidad de visitar algunas de las zonas afectadas por los grandes incendios ocurridos en Chile durante el verano austral (finales del 2016 e inicios del 2017). Aquí un resumen de esa visita.

Algunas reflexiones de esa visita:

Pausas J.G. 2017. Reflexiones para la restauración ecológica: visita a las zonas afectadas por incendios en la región de O’Higgins (Chile central). Chile Forestal, 387:51-53 [pdf | conaf]

 

Vídeo ilustrativo (realizado por la CONAF):

 

Ejemplos de la regeneración de la vegetación nativa: rebrotes 7 meses posincendio (pinchar para ampliar)

 

Regeneración de las plantaciones: 7 meses posincendio

 

Más información sobre incendios forestales en Chile

Agradecimientos: Cristian Ibáñez (Unversidad de La Serena), Andrés Meza (CONAF), Susana Paula (Universidad Austral)

Francesc (Francisco) Pausas Coll, Barcelona 1877 – 1944, was the brother of my great grandfather. He was a painter, specialized in portraits, that lived and worked in Barcelona, Paris, New York and La Habana. Most of his paintings are spread in many private collections; the only ones that I know they are in public exhibition are:

• Maria Sampere, wife of the painter (1911), at the Museum of Modern Art in Barcelona (MNAC)
• Portrait of Thomas U. Walter (1925), at the US Capitol (Washington DC, US)
• Brooklyn galvanizing shop (or Workers in a smithy) (1925), at the Grohmann Museum, Milwaukee (Wisconsin, US)

Perhaps there are some more is Cuban museums (?). Below are the 4 paintings from him that I have at home (click on the image to enlarge it).

If you know of any other work by him, please let me know.

More information  |  Más información (ES)  |  Més informació (CAT)

Updates

• Articles at the blog of the National Art Gallery of Catalonia (MNAC):
  • 16 May 2019: Maria Sampere and Francesc Pausas in the MNAC: EN | ES | CAT
  • 21 Nov 2019: Francesc Pausas and Cuba: EN | ES | CAT
• Facebook dedicated to the painter

 

Many plants resprout after disturbance; there is a diversity of way in which a plant can resprout as there is a diversity of bud-bearing structures that form bud banks [1,2]. We can classify resprouters as follows [1,2]:

Basal resprouters

• Species resprouting from buds located belowground in non-woody (fleshy or fibrous) swellings like bulbs, corms, non-woody rhizomes, stem tubers, root tubers or belowground caudex. They are specially common (but not exclusive) in monocots and ferns, and are characteristic of the geophyte growth form. They occur in many ecosystems, often tied to seasonal stresses. They are abundant in many fire-prone ecosystems, with remarkable examples of species with fire-stimulated flowering [3].
• Species resprouting from an specialized underground woody structure like a basal burl (lignotuber, xylopodium) or a woody rhizome. They define the geoxyle growth form (see below) and are strongly tied to fire-prone ecosystems.
• Species that resprout from a non-specialized basal structure like roots and the root crown. They occur in many ecosystems, not only fire-prone ones.

Aerial resprouters (aeroxyles)

• Some trees resprout from buds located along the stems, even after relative intense fire (crown-fire); these are epicormic resprouters [2]. The buds are protected from the heat of the fire by a thick bark [4] or are well sunken in the stem (eucalypts). They are typical of some fire-prone ecosystems [2].
• Some plants (e.g., palms, tree ferns, cycads) resprout after fire from the stem apex: apical resprouters. This is not a typical resprouting from dormant buds, but from the original apical bud that survived thanks to the protection by leaf bases and scales.

The term geoxyle was used by some early botanists [5,6] for a plant growth form with large woody underground structures and with an aboveground biomass of only a few years’ duration. Latter, the term geoxylic suffrutice was proposed for these plants with deciduous or short-lived shoots with a massive underground structure [7] (also termed ‘underground trees’). Consequently, the term geoxyles can be applied to any plant with a massive underground woody structure (e.g., xylopodium, lignotuber, woody rhizomes [1]), and suffrutescent geoxyles to those with herbaceous seasonal stems, typically lignified at the base. Many savanna plants are suffrutescent geoxyles (e.g., Fig. 1). Many mediterranean plants are shrub geoxyles like the lignotuberous species ([6] and Fig. 2), or the shrubby oaks that have woody rhizomes (Quercus coccifera, Q. gambelli). Given the large underground structure of geoxyles, they are very good postfire resprouters and live mostly in fire-prone ecosystems; i.e., the geoxyle growth form is likely an adaptation to fire-prone environments [1,9].

Fig. 1. Andira laurifolia (suffrutescent geoxyle, underground tree) showing the underground woody rhizomes (from Warming 1893 [10]). See also Fig. 3 below.

Fig. 2. Arctostaphylos glandulosa (shrub geoxyle) showing the lignotuber (from Jepson 1916 [11])

 

Fig. 3. Seasonal dynamics of a suffrutescent geoxyles with a woody rhizome and seasonal shoots. From [12].

 

References

[1] Pausas J.G., Lamont B.B., Paula S., Appezzato-da-Glória B., Fidelis A. 20.18 Unearthing belowground bud banks in fire-prone ecosystems. New Phytologist  [doi | pdf | suppl. | BBB database]

[2] Pausas J.G. & Keeley J.E. 2017. Epicormic resprouting in fire-prone ecosystems. Trends in Plant Science 22: 1008-1015. [doi | sciencedirect | pdf]

[3] Fire-stimulated flowering

[4] Pausas, J.G. 2015. Bark thickness and fire regime. Funct Ecol 29:317-327. [doi | pdf | suppl.]

[5] Lindman C.A.M. 1914. Nagra bidrag till fragan: buske eller trad? K. Vetenskapsakademiens Arsbok 12, Upsala. (mentioned in [6])

[6] Du Rietz GE. 1931. Life-forms of terrestrial flowering plants. Acta Phytogeogr. Suecica 3: 1-95.

[7] White F. 1977. The underground forest of Africa: a preliminary review. Singapore Gardens’ Bulletin 24: 57-71.

[8] Paula S., Naulin P.I., Arce C., Galaz C. & Pausas J.G. 2016. Lignotubers in Mediterranean basin plants. Plant Ecology 217: 661-676. [doi | pdf | suppl.]

[9] Lamont BB, He T, Pausas JG. 2017. South African geoxyles evolved in response to fire; frost came later. Evolutionary Ecology 31: 603–617. [doi | pdf | suppl.]

[10] Warming E. 1893. Lagoa Santa: étude de géographie botanique. Revue Générale de Botanique 5: 145-158, 209-233. 

[11] Jepson WL. 1916. Regeneration in manzanita. Madroño 1: 3-12.

[12] Bond WJ. 2016. Ancient grasslands at risk. Science 351: 120-122.

More on resprouting

 

Plants show a plethora of adaptive traits for persisting under recurrent fires [1]. However, fire-prone ecosystems also harbor a rich fauna, and little is know about their adaptive traits for fire survival. In a recent paper [2] we review this issue and suggest that many animals are adapted to the open habitats generated by fire; yet although they require fires for survival (fire-dependent animals), they do not necessarily show any specific morphological adaptation to fire. However, these species would become very rare or even extinct in the absence of fires generating their habitat. In addition, in some cases, animals from these fire-prone ecosystems show specific fire adaptation (fire-adapted animals). Currently, there are few examples of morphological adaptations to fire in the animal kingdom (reviewed in [2]). In part this may simply reflect the low number of studies that have attempted to look for fire adaptations. We propose that there remains significant scope for research on fire adaptations in animals, and especially in relation to the rich behavioral traits that allow persistence in fire-prone ecosystems. This is because, in contrast to plants, most animals are unitary organisms with reduced survival when directly burnt by fire, but are mobile and can move away from the fire. That is, behavioral traits are poorly explored under the framework of the evolutionary fire ecology and may provide a rich source for fire adaptations. Developing this understanding is critical to better understand the role of fire in determining the biodiversity of our landscapes.

Photo 1: An owl hunting in the fire front (fire-foraging) at Aransas National Wildlife Refuge in Texas (Photo: Jeffrey Adams/USFWS; from www.fws.gov).

 

Photo 2: The rhea (Rhea americana) is a flightless bird living in Brazilian savannas; it has a cryptic colors in postfire environments, when it sits in the ground in cannot be differentiated from burn stems (Photo: JG Pausas, 2009).

 

References

[1] Keeley J.E., Bond W.J., Bradstock R.A., Pausas J.G. & Rundel P.W. 2012. Fire in Mediterranean Ecosystems: Ecology, Evolution and Management. Cambridge University Press. [the book]

[2] Pausas J.G., Parr C.L. 2018. Towards an understanding of the evolutionary role of fire in animals. Evolutionary Ecology. [doi | pdf]  

More on fire and evolution

 

Many plants are able to survive recurrent disturbance by resprouting from a bud bank. In fire prone ecosystems, plants must protect their buds from fire heat or perish. One way to protect them is by growing a thick insulating bark or sink the buds in the stem [1,2]. Another way is to locate the buds below ground, as soil is an excellent heat insulator (belowground bud bank or BBB). In fire-prone ecosystems, there is a diversity of ways by which plants successfully conceal their buds below ground that enable them to survive and resprout vigorously after fire [3]. There are at least six locations where belowground buds are stored [3]: roots, root crown, rhizomes, woody burls, fleshy swellings and belowground caudexes. These support many morphologically distinct organs (figure below). Considering their history and function, these organs may be divided into three groups:

(a) Those that originated in the early history of plants and that currently are widespread; they act as a resprouting source after a range of disturbances, not just fire. These include bud-bearing roots and root crowns.

(b) Those that also originated early and have spread mainly among ferns and monocots; they are often tied to seasonal stresses and have been highly successful under recurrent fire regimes. Theses include non-woody rhizomes and a wide range of fleshy underground swellings. They are characteristic of the geophyte growth forms occurring in many ecosystems, often tied to seasonal stresses; they have been highly successful under recurrent fire regimes.

(c) And those that originated later in history and are strongly tied to fire-prone ecosystems. These are woody rhizomes, lignotubers and xylopodia. They are characteristic of the geoxyle growth form.

Recognizing the diversity of BBBs is the starting point for understanding the many evolutionary pathways available for responding to severe recurrent disturbances.

Figure: Stylized diagrams of 16 belowground bud bank structures that enable plants to resprout postfire (highlighted in red). Broken horizontal line indicates position of soil surface. Structures characterized by woody tissues, in pink; fleshy tissues, in blue; and neither woody nor fleshy, in orange (usually highly sclerified primary tissues, fibrous or ‘wiry’). Shoots highlighted in apple green: stems with leaves, branched; leaves only, unbranched. Roots highlighted in olive green: triangular-shaped roots indicate a primary system, those arising directly from the bud-storing structures are adventitious. Drawings from [3]. From top left to bottom right:

· Xylopodium (in red) joined to tuberous root (in blue); Lignotuber; Root Crown; Woody Rhizome, here arising from a burl
· Bud-bearing lateral Root arising (here) from a burl (the root is not necessarily woody); Taproot Tuber; Bulb; Corm, with previous year’s corm still present
· Stem Tuber; Non-woody Fleshy Rhizome; Rhizophore (note buds are only supported by the oldest rhizophores); Adventitious Root Tuber
· Non-woody fibrous Rhizome with a monopodial arrangement leading to expansive clone; Non-woody fibrous Rhizome with sympodial arrangement leading to a caespitose habit; Stolons that produce new ramets postfire (note that it is not a BBB); Belowground Caudex

For details and a full description of each structure, see reference [3].

References
[1] Pausas J.G. 2017. Bark thickness and fire regime: another twist. New Phytologist 213: 13-15. [doi | wiley | pdf | post1, post2]

[2] Pausas J.G. & Keeley J.E. 2017. Epicormic resprouting in fire-prone ecosystems. Trends in Plant Science 22: 1008-1015. [doi | pdf | post ]

[3] Pausas J.G., Lamont B.B., Paula S., Appezzato-da-Glória B., Fidelis A. 2018. Unearthing belowground bud banks in fire-prone ecosystems. New Phytologist  [doi | pdf | suppl | BBB database]

More posts on resprouting

 

We often tend to think that the main driver of fires is drought, but in many cases wind is extremely important; and the perfect combination is a strong wind after a long drought period. Foehn-type (adiabatic) winds are especially important for fires as they are fast-moving hot and dry winds that quickly dry out the vegetation, and thus they spread the fire very easily. In the recent months, we have witnessed several very destructive wind-driven fires, affecting many infrastructures and lives. Wind-driven fires are common in Southern California where the Santa Ana winds blow after the summer. They typically occur in October, although this year they came later, in December. For instance, the Thomas fire started at the early December, and has now become the largest wildfire in California history (> 110,000 ha, Fig. 1) with more than 1000 houses destroyed, more than 100,000 residents evacuated, and several fatalities. This fire has been largely driven by Santa Ana winds.

Although less frequently, there are also wind-driven fires in Northern California, the wind is called Diablo wind. This year Diablo driven fires has been particularly important and destructive; during October more than a dozen wildfires north of San Francisco had killed more than 40 people, burned approximately 65,000 ha and destroyed more than 7,000 structures (see also, washingtonpost.com, treehugger.com).

Both Santa Ana and Diablo winds are Foehn winds going down from the mountains (inland) to the coast (Santa Ana and Diablo winds at a glance). Wind-driven fires are natural in California and have been generating large fires since long ago, but the increasing population living in the wildland-urban interface is making these fire more destructive than ever. In addition, climate change is extending the fire season into the late fall and winter, increasing the probability of large fires.

Wind-driven fires have also occurred this year in north-western Iberia (Spain and Portugal), caused by the hurricane Ophelia. Typically, tropical hurricanes do not get to Europe, but this year the Ophelia touched western Europe (probably due to the warming of the ocean) and spread massive fires in Portugal and Spain that were fuelled with large poor-managed forest plantations; the ashes from these fires reached England and Ireland (Fig. 2 below).

In conclusion, global change is likely modifying wind patterns, and thus to understand new fire regimes we need to predict wind regime; however, predicting future wind regimes is more difficult than predicting temperature changes.
 

Figure 1. The beginning of the Thomas fire (started in Ventura, Southern California) was clearly driven by Santa Ana winds (Image: NASA / MODIS, December 5, 2017). This fire has grown and become the largest wildfire in California history (> 110,000 ha).

 

Figure 2. Massive October wildfires in NW Iberia were fueled by the hurricane Ophelia; smoke and ashes from these fires reached England and Ireland  (Image: NASA Terra / MODIS, October 16, 2017); see also Severe Weather Europe. You can see an animation from NASA Earth here.

 

More on fire and wind

 

One of the fire adaptations in some trees is a thick bark that protects stem buds and growing tissues from the high temperature of fire [1,2]. Cork oak (Quercus suber) is an outstanding example of a tree with this fire adaptation; it a Mediterranean tree that has a very thick insulating bark (the cork) that enables the tree to survive even high intensity fires and to resprout epicormically after fire [3-5]. The great characteristics of the cork, a natural, versatile and sustainable product, has made the cork a raw material for many uses. The cork is extracted from the trees every 9 to 12 years, and regrowth after that. The industrial characteristics of cork are many, including thermal and acoustic insulator, odorless, very light, elastic and compressible, with low capillarity, no toxic, imputrescible when dry, impermeable to liquid and gases, resistant to damage, non-flammable, organic, anti-static, hypoallergenic, and with natural touch. Consequently cork has been used for a wide range of products, although the most well-known cork product are the bottle stoppers. But the best is that the tree survives after cork extraction, and in fact, the use of cork justifies the conservation of private cork oak forests. The short message is: drink wines with cork stopper!

Fig. 1. The cork products that I have at home.

 Fig. 2. Other products made from cork. Photos taken in: Tunisia (A,C,D), the cork museum of Palafrugell, Girona, Spain (B, I), a shop in Tempio, Sardinia, Italy (E), the cork museum of Aggius, Sardinia, Italy (F,G,H).

References

[1] Pausas, J.G. 2015. Bark thickness and fire regime. Funct. Ecol. 29:317-327. [doi | pdf | suppl.]

[2] Pausas J.G. 2017. Bark thickness and fire regime: another twist. New Phytol. 213: 13-15. [doi | wiley | pdf] 

[3] Aronson J., Pereira J.S., Pausas J.G. (eds). 2009. Cork Oak Woodlands on the Edge: conservation, adaptive management, and restoration. Island Press, Washington DC. [The book]  

[4] Pausas, J.G. 1997. Resprouting of Quercus suber in NE Spain after fire. J. Veg. Sci. 8: 703-706. [doi | pdf]

[5] Pausas J.G. & Keeley J.E. 2017. Epicormic resprouting in fire-prone ecosystems. Trends Plant Sci. 22: 1008-1015. [doi | sciencedirect | pdf]  

More on: cork oak | bark and fire |

The cover of the December issue of Trends in Plant Science (22:12) is a picture of Pinus canariensis resprouting epicormically (from stem buds) 3 months after a fire in Tenerife (Canary Islands, Nov 2012). It features our review paper on this type of resprouting [1]. Many plants resprout from basal buds after disturbance, however epicormic resprouting is globally far less common, and the Canary Island pine is a very good example; it resprouts in this way even after intense crown fires.

 

[1] Pausas J.G. & Keeley J.E. 2017. Epicormic resprouting in fire-prone ecosystems. Trends in Plant Science 22: 1008-1015. [doi | sciencedirect | pdf | post ]

More on: epicormic resprouting | pines | resprouting

 

Some trees species, like many Eucalyptus, resprout from a lignotuber (a basal burl [1]) when young, and from epicormic (stem) buds [2] at the adult stage. This seems also the case for Juniperus deppeana (alligator juniper), at least the ones from the Trans-Pecos region, Far West Texas, USA. Big trees can survive surface fires (Fig. 1a below) thanks to their relatively thick bark (Fig. 1b). In the upper part of the Guadalupe mountains, a fire in May 2016 spread throughout the surface, crowning in some specific spots. In these areas, smaller trees were resprouting from lignotubers (Fig. 1c) while large trees were resprouting from epicormic buds (Fig. 1d). In this dry forest in Guadalupe, Juniperus deppeana is abundant; in addition, two other conifers relatively rare in Texas are also common: Pinus ponderosa and Pseudotsuga menziesii (Douglas fir); many of the large individuals of the latter species were dead from a recent drought previous to the fire. The forest also included some oaks, both tree and shrub oak species, and an understory with grasses, Agave and Dasylirion species.

 

Figure 1. Photos of Juniperus deppeana (alligator juniper). a) A very large juniper with fire scars from surface fires (and Dylan Schwilk, Texas Tech University, in front of it). b) Detail of the bark. c) Basal stem excavated to show that postfire resprouts originates from a below-ground bud bank, a lignotuber. d) Postfire epicormic resprouting. Photos a) and b) from Davis Mountains, c) and d) from Guadalupe Mountains (1.5 years after a fire), Trans-Pecos region, Texas, November 2017.

 

References

[1] Paula S., Naulin P.I., Arce C., Galaz C. & Pausas J.G. 2016. Lignotubers in Mediterranean basin plants. Plant Ecology 217: 661-676. [doi | pdf | suppl.]

[2] Pausas J.G. & Keeley J.E. 2017. Epicormic resprouting in fire-prone ecosystems. Trends in Plant Science 22(12): xx-xx. [doi | pdf]

More on: epicormic resprouting | lignotubers

 

Spain is going through a political tension. The government is run by a right-wind party (PP) that shows many evidences of corruption (e.g., the Gürtel case, the Bárcenas affair, the Nóos case, among many others). The second party in number of seats (PSOE, theoretically a socialist party) is not doing much opposition; the political opposition is lead by the third party (Unidos Podemos) but has not enough seats [1] to modify PP-PSOE policies.

In this situation there has been a rise of criminalization of artist, including comedians (example), singers (example1, example2) and cartoonists (example); they are been persecuted, accused and judged for their lyrics, tweets, and drawings; something that is hard to believe it is happening in the 21st century in Europe. In some cases, they are even sent to jail before the trial to prevent their “illegal” activities. Similarly is happening with Catalan politicians (example), where the Spanish government is “solving” a political conflict using the judicial system. In fact, 2017 is now considered the worst year for the freedom of speech in the Spanish democracy. All this questions to what extent the judicial system is really independent in Spain.

Using the data from the Global Competitiveness Report 2016-17 of the World Economic Forum, I have plotted the world ranking in judicial independence against the Gross Domestic Product (GDP) for Spain and other European countries (Figure below). The conclusion is that Spain has a very low judicial independence (65 in the world ranking; the top ones are Finland, New Zealand and Norway), lower than the close neighbour countries (Portugal and France), and lower than expected by their economy (i.e., in the upper part of the ranking-GDP line in the Figure).

[1] Diversidad política (3), jgpausas.blogs.uv.es/2016/07/02/

 

[Una versión un poco más corta de este artículo se ha publicado en 20minutos: Ciencia para llevar-CSIC]

 

Una de las preguntas que me plantean frecuente es ¿En qué medida los incendios dependen de la inflamabilidad de las plantas? – Una respuesta corta sería que la inflamabilidad de las plantas es relevante en los incendios, pero su papel relativo depende de diversas condiciones (climáticas, topográficas, estructura del paisaje, gestión forestal, etc). Vayamos por partes:

¿Qué es la inflamabilidad?
La inflamabilidad es un concepto complejo, con diferentes definiciones y matices, pero para simplificar se puede definir la inflamabilidad como la capacidad de prender y propagar una llama. No se debe confundir con la cantidad de biomasa (la carga de combustible); es decir, una planta (o una comunidad vegetal o una plantación) es más inflamable que otra si, teniendo aproximadamente una misma biomasa, prende y propaga mejor el fuego.

¿Hay especies de plantas más inflamables que otras?
Sí. Todas las plantas son inflamables, pero unas más que otras. La gente de campo sabe que una aliaga o un brezo arde mejor que un lentisco o un alcornoque. Hay un conjunto de características de las plantas que proporcionan variabilidad en la inflamabilidad. Entre las características que incrementan la inflamabilidad nos encontramos, por ejemplo, el tener hojas y ramas finas, madera ligera, retener ramas secas o tener elevado contenido en compuestos volátiles; en cambio, tener hojas gruesas y pocas ramas, gruesas y bien separadas, reduce la inflamabilidad. Árboles con abundantes ramas basales son más inflamables que árboles en que las primeras ramas están elevadas y hay un espacio entre el sotobosque y la copa. Todas estas características no tienen por qué estar correlaciondas entre sí; las plantas pueden tener diferente grado de inflamabilidad según la escala en que se mire. Por ejemplo, hay algunas especies de pino que tienen una alta inflamabilidad a escala de hojas pero baja inflamabilidad en la estructura del árbol (copa elevada), y por lo tanto, en incendios poco intensos el fuego se propagará superficialmente, pero no alcanzará la copa (incendios de sotobosque).

¿Hay comunidades vegetales más inflamables que otras?
Sí. En algunas comunidades pueden dominar especies más inflamables que en otras, lo que por lo tanto condiciona la inflamabilidad de toda la comunidad vegetal (sea natural o una plantación). Pero además, independientemente de la inflamabilidad de las especies, hay otras características que incrementan o reducen la inflamabilidad a escala de comunidad. Entre ellas podemos mencionar, por ejemplo, la continuidad y distribución de las especies muy (o muy poco) inflamables, el número de plantas muertas (por sequía, por ejemplo), las condiciones microclimáticas que se generan dentro de la comunidad (bosques densos pueden inhibir la probabilidad de fuego), y las condiciones topográficas (una mayor humedad en depresiones topográficas reduce la inflamabilidad de las plantas). Por lo tanto, hay comunidades vegetales que se queman más fácilmente que otras. Se quema más fácilmente un aulagar o un brezal mediterráneo que un bosque denso y sombrio; o una sabana que un bosque; y los sistemas sabana-bosque tropicales son claros ejemplos de mosaicos determinados por diferente inflamabilidad.

¿La gestión forestal puede modificar la inflamabilidad?
Sí. La gestión forestal puede modificar la estructura de los árboles, de la comunidad, y del paisaje. La gestión reduce la cantidad de biomasa (el combustible), pero también la continuidad, y por lo tanto, la probabilidad de que se propague el fuego. Por ejemplo, tanto en bosques como en plantaciones forestales, a menudo se realizan cortas del sotobosque y de ramas inferiores de los árboles, o se introduce pastoreo, o se realizan quemas prescritas, todo con el objetivo de estimular el crecimiento en altura de los árboles y generar una discontinuidad vertical entre el sotobosque y la copa. De esta manera, el fuego se propaga sólo por el sotobosque, los incendios son menos intensos, y la mayoría de árboles sobrevive. En matorrales, la gestión puede reducir la biomasa, pero no es fácil reducir la inflamabilidad. Las plantaciones forestales a menudo son masas densas y homogéneas de árboles, muchas veces de especies muy inflamables (eucaliptos), y por lo tanto propensas a propagar incendios; por lo tanto, la gestión forestal es clave para reducir la cantidad de combustible y la inflamabilidad de estas plantaciones. Además, a escala de paisaje, se puede disminuir la capacidad de propagación de un incendio mediante cortafuegos y generando paisajes en mosaicos.

¿El tamaño de los incendios está determinado por la inflamabilidad de las especies?
Pues depende. En general, el tamaño de un incendio está condicionado por la cantidad, continuidad, y homogeneidad de la vegetación (sea natural o plantaciones), el grado de humedad de esta, y por el viento. La inflamabilidad también puede desempeñar un papel relevante. En incendios poco intensos, diferencias en la inflamabilidad (ya sea por cambios en la estructura forestal debidos a la gestión, o por diferencias naturales de las especies), pueden condicionar que una zona arda o no, y por lo tanto, el tamaño del incendio. En condiciones extremas de sequía y fuertes vientos, las diferencias en inflamabilidad serán poco relevantes. Igualmente, dependiendo de las condiciones, un cortafuegos puede o no frenar un incendio. Por lo tanto, la inflamabilidad de las especies es relevante en el comportamiento del fuego y el tamaño de los incendios, pero su papel relativo depende de diversas condiciones.

 

Fotos: Ejemplos de plantas con inflamabilidad contrastada.
A: La aliaga (Ulex parviflorus) es una planta muy inflamable porque casi toda la biomasa es muy fina y acumula ramas secas. Especie típica de matorrales mediterráneos.
B: Palicourea rigida, especie que sobrevive en sabanas neotropicales con incendios frecuentes gracias a su muy baja inflamabilidad (hojas muy grandes y gruesas, ramas gruesas, suberificadas y separadas).
C: Pinar de pino laricio (Pinus nigra) con árboles que tienen baja inflamabilidad (a escala de todo el árbol), ya que hay una discontinuidad entre el sotobosque y la copa, de manera que el fuego se propaga por la superficie y no llega a alcanzar las copas. Las bases negras de los troncos indican que ha pasado un incendios de sotobosque.
D: Pinar de pino carrasco (Pinus halepensis). No solo las hojas son bastante inflamables sino que la continuidad entre el suelo y las copas hace que todo el árbol y el pinar sea muy inflamable, y genere incendios intensos de copa.

 

Referencias
Pausas J.G. 2012. Incendios forestales: una visión desde la ecología. Ed. CSIC-Catarata. [libro]

Pausas J.G., Keeley J.E., Schwilk D.W. 2017. Flammability as an ecological and evolutionary driver. Journal of Ecology 105: 289-297. [doi | wiley | pdf | post1 | post2]

Más sobre inflamabilidad

 

Catchments of the Iberian Peninsula. This may be an appropriate regionalization for ecological studies and resource management. In fact, it will be very appropriate to have an Iberian Environmental Agency! We used a catchment-based approach in a study of fire regimes [1]. Other current approaches for regionalization include the one based of the movement of people instead of the movement of water (e.g., for USA, [2]). In any case, this is a nice colourful image of Iberia!

Source: www.etsy.com

References
[1] Pausas J.G. & Paula S. 2012. Fuel shapes the fire-climate relationship: evidence from Mediterranean ecosystems. Global Ecol. & Biogeogr. 21: 1074-1082. [doi | pdf | supp]

[2] Dash Nelson, G. & Rae, A. (2016) An economic geography of the United States: from commutes to megaregions. PLOS ONE, 11, e0166083.

Many plants resprout from basal buds after disturbance, and this is common in shrublands subjected to high-intensity fires [1]. However, resprouting after fire from epicormic (stem) buds is globally far less common. In a recent paper we review the ecology and evolution of this mechanism [2]. Many plants can generate epicormic shoots after light disturbances (e.g., browsing, drought, low intensity fires, insect defoliation, strong winds), but this does not mean they generally resprout epicormically after fire, as the heat of a fire may kill epicormic buds if they are not well protected (e.g., by a thick bark). The most well-known examples of epicormic resprouting are many species of eucalypts (Fig. 1A below), the cork oak (Quercus suber [3], Fig. 1B below), and Pinus canariensis ([4], Fig. 1C, D below). There are other pines and oaks that also resprout epicormically, and many species from savannas, especially those from the Brazilian savannas (cerrado) where many trees have a thick corky bark [5].

Epicormic resprouting has appeared in different lineages and on different continents and thus it is an example of convergent evolution in fire-prone ecosystems. It is an adaptation to a regime of frequent fires that affect tree crowns. It has probably been favoured where productivity is sufficient to maintain an arborescent growth form, fire intensity is sufficient to defoliate the tree canopy crown, and fire frequency is high (in conifers, too high for serotiny to be reliable) [2]. Given the high resilience of forest and woodlands dominated by epicormic resprouters, these species are good candidates for reforestation projects in fire-prone ecosystems [3].

Figure: Examples of postfire epicormic resprouting after a crown fire from very different lineages: (A) Eucalyptus diversicolor 18 months after fire in Western Australia. (B) Quercus suber woodland 1.5 years postfire in southern Portugal. (C) Pinus canariensis woodland a few years after fire; (D) epicormic resprouts of P. canariensis 3 months postfire. Photos by G. Wardell-Johnson (A); F.X. Catry (B) and J.G. Pausas (C, D), from [2].

References
[1] Pausas, J.G., Pratt, R.B., Keeley, J.E., Jacobsen, A.L., Ramirez, A.R., Vilagrosa, A., Paula, S., Kaneakua-Pia, I.N. & Davis, S.D. 2016. Towards understanding resprouting at the global scale. New Phytologist 209: 945-954. [doi | wiley | pdf | Notes S1-S4]

[2] Pausas J.G. & Keeley J.E. 2017. Epicormic resprouting in fire-prone ecosystems. Trends in Plant Science 22: xx-xx. [doi | pdf]

[3] Aronson J., Pereira J.S., Pausas J.G. (eds). 2009. Cork Oak Woodlands on the Edge: conservation, adaptive management, and restoration. Island Press, Washington DC. 315 pp. [The book]

[4] Pinus canariensis, jgpausas.blogs.uv.es/2017/05/07

[5] Dantas V. & Pausas J.G. 2013. The lanky and the corky: fire-escape strategies in savanna woody species. Journal of Ecology 101 (5): 1265-1272. [doi | pdf | suppl.]

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Los incendios del verano 2016/2017 en Chile central afectaron alrededor de unas 600,000 ha [1]. Ahora, y como es natural, la sociedad demanda la restauración urgente de los ecosistemas nativos afectados (>60% de la zona afectada fueron plantaciones forestales [1,2]). La restauración ecológica debe estar basada en el conocimiento, y no se debe realizar de manera generalizada y arbitraria. Una restauración inapropiada es un gasto económico innecesario y a veces incluso perjudicial para el ecosistema; por ejemplo, realizar plantaciones con maquinaria pesada en un ecosistema donde muchas plantas rebrotan después del incendio puede ser contraproducente, ya que puede limitar la regeneración natural. Por lo tanto, las acciones de restauración ecológica requieren de un diagnóstico del terreno previo [3] en el que se evalúe el potencial de erosión del suelo, el potencial de regeneración natural, y la potencial pérdida de especies (incluyendo los efectos de posibles especies invasoras posincendio). Las acciones de restauración deben ser específicas para cada una de las zonas donde se detecten estos problemas dentro del perímetro incendiado. Probablemente no se requerirá restauración alguna, aunque si un control del pastoreo, en aquellos sectores en los que no haya peligro de pérdida de suelo y la regeneración de la vegetación y de la mayoría de especies no esté comprometida. Se requieren actuaciones urgentes en zonas con pérdida potencial de suelo. Y en zonas sin riesgo de erosión, pero con pérdida de especies, se requieren acciones restaurativas a medio-largo plazo (por ejemplo, plantaciones con especies nativas).

A inicios de septiembre de 2017 (6–7 meses después de los incendios) muchas de las especies del matorral esclerófilo afectado por los incendios estaban rebrotando (fotos abajo); algunas otras estaban germinando (p.e., el tevo), aunque la mayoría de germinaciones observadas eran plantas herbáceas. También se observaron pies de especies arbustivas que no habían rebrotado (y que no se pudo determinar la especie), aunque no se puede asegurar que no lo hagan en los próximos meses. Sería interesante saber si en los sectores quemados hay especies que no rebrotan ni germinan después del incendio, pues las poblaciones de estas especies si habrían sido gravemente perjudicas por el fuego, y serían las especies a considerar en una restauración ecológica de la zona.

Fotos: Ejemplos de especies que estaban rebrotando a inicios de septiembre (7 meses después de los incendios): A: Tevo (Trevoa trinervis); B: Litre (Lithraea caustica); C: Quillaia (Quillaja saponaria); D: Bollén (Kageneckia oblonga); E: Mitique (Podanthus mitiqui); F: Patagua (Crinodendron patagua); G: Berberis sp.; H: Boldo (Peumus boldus).

Referencias
[1] Incendios en Chile 2017, jgpausas.blogs.uv.es/2017/02/10/
[2] Chile 2017 fires: fire-prone forest plantations, jgpausas.blogs.uv.es/2017/09/16/
[3] Investigador aborda desafíos de la restauración ecológica tras los incendios en Chile; www.lignum.cl/2017/09/06/

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During the 2016/17 fire season in central Chile, wildfires burned about 600,000 ha, a record for the region (most of the area burned between 18-Jan and 5-Feb, 2017). Two factors are considered the main responsible of such a large area burned: (1) an intense drought with strong head waves (January was the hottest month in record), and (2) the fact that the region is covered by large and dense tree plantations that create a continuous fuel bed. The tree planted are two alien species: Pinus radiata and Eucalyptus sp., from California and Australia, respectively. Most burned area (+60%) were plantations, and if we standardize the area burned in relation to the area with each landuse in the region (plantations, native forest, grasslands, agriculture) we see that the plantations were more affected by fire than expected by their area in each region; and this contrast with the other landuses (Figure 1, [1]). That is, tree plantations were an important driver for the large area burned (highly flammable).

Interesting is that the two species planted not only are highly flammable, they also have very good (although very different) postfire regeneration mechanisms, because both are originally from fire-prone ecosystems and have adapted to coupe with crown fires. Pinus radiata have serotinous cones (closed cones that open with fire) and showed an extraordinary “natural” seedling regeneration postfire (Figure 2 top), while those eucalytps planted show epicormic (stem) resprouting that allows a quick canopy recovery (even young trees, Figure 2 bottom). All suggest that these plantations were born to burn!

Figure 1: Analysis of the areas affected by fires according to types of use (forest plantations, native forest, Scrubland + pastures, and agricultural areas), in relation to what is available in each of the 4 regions that have burned the most (V, RM, VI, VII are: Valparaiso, Metropolitana, O’Higgins, and Maule). Positive data means that fire has positively selected this type of use (it has burned more than expected by the area it occupies); the negative data indicate that fire tends to avoid such landuse. There is a strong tendency for plantations to burn more than expected according to their abundance in the landscape (positive values), while native forests, scrub, or agricultural areas are burned similar or less than expected according to their abundance (negative values). The region VII (Maule) is the most extreme in positive selection of plantations and negative of other uses. Elaborated on the basis of official SIDCO-CONAF data (Chile) [1].

 

Figure. 2. Postfire regeneration of tree plantations. Top: Extraordinary postfire seedlings regeneration of Pinus radiata (adult trees are dead). Bottom: epicormic resprouting of eucalypts (mixed with dead pines). Photos from early September (ca. 7 months after fire), in the Nilahue Barahona fire (O’Higgins region, Chile).

References

[1] Incendios en Chile 2017, jgpausas.blogs.uv.es/2017/02/10

More information on:  Chile and fires | Serotiny | Epicormic resprouting

UPDATE (Jan 2019): this post and this other have inspired the following article:

Leverkus AB, Murillo PG, Doña VJ, Pausas JG. 2019. Wildfires: opportunity for restoration? Science 363 (6423): 134-135. [doi | science | pdf]

 

In recent decades, fires in Mediterranean Europe have become larger and more frequent. This trend has been driven mainly by socioeconomic changes that have generated rural depopulation and changes in traditional land use. This has increased the amount and continuity of vegetation (fuel), and thus an increase in the fire size and area burnt [1-3]. In a recent paper [4] we compared fire statistics of the Western Rif (Morocco) with those form Valencia (eastern Spain) to show that current fire regimes in Mediterranean Africa resemble past fire regimes in the Mediterranean Europe when rural activities dominated the landscape. The temporal fire regime shift observed in different countries of the Mediterranean Europe (from small, fuel-limited fires to drought-driven fires) can be identified when moving from the southern to the northern rim of the Basin. That is, most spatial and temporal variability in fire regimes of the Mediterranean Basin is driven by shifts in the amounts of fuel and continuity imposed by changes in socioeconomic drivers (e.g., rural depopulation). In fact, we can use rural population density as an early warning for abrupt fire regime shift. Consequently we can predict future fire regimes in North Africa, based on the trends observed in southern Europe, and we can better understand past fire regimes in Europe based on the current situation in North Africa [4].

Figure 1. Western Rif (northern Morocco) and Valencia (eastern Spain).

Figure 2. Fire-size distribution in Valencia, for the period 1880-1970 (white boxes) and for the period 1975-2014 (grey boxes), and in the western Rif (red symbols, 2008-2015). For details see [4]

References

[1] Pausas, J.G. 2004. Changes in fire and climate in the eastern Iberian Peninsula (Mediterranean basin). Climatic Change 63: 337-350. [pdf | doi]

[2] Pausas J.G. & Fernández-Muñoz S. 2012. Fire regime changes in the Western Mediterranean Basin: from fuel-limited to drought-driven fire regime. Climatic Change 110: 215-226. [doi | springer | pdf]

[3] Pausas J.G. & Paula S. 2012. Fuel shapes the fire-climate relationship: evidence from Mediterranean ecosystems. Global Ecol. & Biogeogr. 21: 1074-1082. [doi | pdf | supp]  

[4] Chergui B., Fahd S., Santos X., Pausas J.G. 2018. Socioeconomic factors drive fire-regime variability in the Mediterranean Basin. Ecosystems 21: 619–628 [doi | pdf]

 

Recently, a colleague asked me about the difference between fire hazard, fire risk and fire danger. I’m not an expert in these concepts, but here is my understanding of these and other related terms. In short, fire hazard is related to fuel (forestry), fire risk is often used for mapping the probability of ignitions (geography), and fire danger is typically associated with weather conditions (meteorology); below is a longer answer (see Fig. 1). Feel free to improve or qualify these definitions by leaving a comment (see top right).

Fire weather: Weather conditions that influence fire ignition, behaviour, and suppression. E.g., extreme (or severe) fire weather refers to very low moisture, high temperatures (heat waves) and strong winds. Fire weather indices (FWI) can provide information for estimating the fire danger (see below).

Fire hazard: the degree of ease to fire ignition and propagation, and the resistance to control (given an ignition source). It depends on the quantity and continuity of the vegetation (fuel) and it is independent of the weather (in contrast to fire danger). It reflects the potential fire behaviour associated with static properties of fuel (fire hazard doesn’t change from one day to the next, in contrast to fire danger). Fire hazard reduction treatments refer to fuel treatments.

Fire risk: typically it refers to the probability of ignition, i.e., the chance that a fire might start (risk of ignition). It can be split into lightning fire risk and human fire risk; the latter typically decreases with distance to roads and increases with population density in rural or semi-rural areas. Other authors define fire risk as potential damage (or degradation risk), and thus they include fire hazard and fire vulnerability in the concept of fire risk. Fire risk is relatively static (in contrast to fire danger; e.g., a zone with high fire risk), and often used to produce maps (fire risk mapping).

Fire danger: sum of the factors affecting the initiation, spread, and resistance to control in a given area; it is typically expressed as a semi-quantitative index (e.g., from very high to very low). Very often it largely depends on weather (i.e., moisture; sometimes also lightning activity) and is reported by meteorological agencies (weather-based fire danger). Because it considers the weather, fire danger is very dynamic (e.g. fire danger today; daily fire danger forecast). Note that if fire danger is based on weather only: (1) the fire danger may be very high in areas where the likelihood of having a fire is very low due to their low fuel (i.e., overestimation in arid ecosystems; Fig. 2 below); (2) weather-based fire danger may fail to capture short-term increases in dead fuel due to strong droughts (underestimation); and consequently, (3) predictions of fire danger for the future under climatic warning may be questionable. A good prediction of fire danger should consider fire risk, fire weather and fire hazard (including fuel dynamics).

Fire damage: detrimental changes in value after a fire (e.g., ecological fire damage, social fire damage); i.e., it refers to negative fire effects. Note that fire may damage some species and favour others; also it depends on the temporal scale, as some short-term effects may be different from mid- or long-term effects.

Fire vulnerability: probability of fire damage; potential effects of fire on values. It is often presented as fire vulnerability maps. Ecological fire vulnerability is typically computed from the type of vegetation, soil and topography, to estimate postfire erosion risk and regeneration capacity. Societal vulnerability is typically associated with exposure, sensitivity, and adaptive capacity; these characteristics depend on socio-economic level and cultural experience.

In the matorral (chaparral-type vegetation) of Central Chile, natural fires are assumed to have been much less frequent (during the Quaternary) than in the other Mediterranean-type ecosystems (MTEs) of the world [1]. Thus, plant adaptive responses to fire are expected to be uncommon. Resprouting is a relatively widespread trait in Chilean woody species, although this traits is not really an indicator of the fire history as resprouters occur in many environments, not only in fire-prone ones [1,2]. Fire-stimulated germination (i.e., the increased seed germination after a heat shock or after the smoke produced by a fire) is a trait more specifically tied to fire [1,3]. A recent study [4] demonstrates that fire-stimulated germination is not as common in the Chilean woody flora as in other MTEs; i.e., negative seed responses to fire cues were more frequent than positive responses. Some seeds were damaged by fire, but many species were able to resist the heat shock although without an increase on germination. In few species, germination was stimulated (by heat or smoke), but the magnitude of the stimulation was relatively low. The overall effect is that fire-stimulated germination is poorly represented in the Chilean matorral. These results support the idea that this matorral had a history of lower fire activity than other mediterranean-climate regions, despite having a fire-prone climate. This low fire activity has been attributed to the effect of the Andes blocking many summer thunderstorms in central Chile, and thus reducing lightning and natural ignitions [1]. Lightning fires do occur in Chile, but typically further south; most current fires in central (mediterranean) Chile are of anthropogenic origin.

Two views of the Chilean matorral; left: La Campana National Park (photos: S. Gómez-González).

 

References

[1] Keeley JE, Bond WJ, Bradstock RA, Pausas JG, Rundel PW. 2012. Fire in Mediterranean ecosystems: ecology, evolution and management. Cambridge University Press. [the book]

[2] Pausas, J.G., Pratt, R.B., Keeley, J.E., Jacobsen, A.L., Ramirez, A.R., Vilagrosa, A., Paula, S., Kaneakua-Pia, I.N. & Davis, S.D. 2016. Towards understanding resprouting at the global scale. New Phytol. 209: 945-954. [doi | wiley | pdf | Notes S1-S4 | Table S1]

[3] Moreira B. & Pausas J.G. 2012. Tanned or burned: The role of fire in shaping physical seed dormancy. PLoS ONE 7: e51523. [doi | plos | pdf]  

[4] Gómez-González S., Paula S., Cavieres L.A. & Pausas J.G. 2017. Postfire responses of the woody flora of Central Chile: insights from a germination experiment. PloS ONE 12: e0180661. [doi | plos | pdf]   New!

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