Para el estudio se utilizaron capas vectoriales procedentes de la base de datos “Red de Información Ambiental de Andalucía” (REDIAM, Junta de Andalucía), para obtener información cartográfica sobre la topografía, la geología y los usos del suelo (CORINE Land Cover de 1990 y 2006).

Este estudio se ha realizado mediante el análisis y la comparación de imágenes de satélite. Estas imágenes proceden de dos sensores: uno, Landsat-5 sensor TM, del cual se utilizaron las bandas multiespectrales y pancromática, ambas con una resolución espacial de 30x30m; y otro, Landsat-8 OLI, del cual se utilizaron también las bandas multiespectrales de resolución espacial igual a 30x30m y su pancromática de 15x15m. Estas imágenes se descargaron del servidor en línea “USGS Earth Explorer” (United States Geological Service, earthexplorer.usgs.gov). El primer sensor se utilizó para el análisis de la situación previa al incendio (22/07/1991) y el segundo, para el análisis de la situación 22 años después del incendio (13/07/2013). No fue posible analizar la situación del área quemada justo después del incendio pues no hay imágenes Landsat disponibles para la zona de estudio, desde agosto de 1991 hasta comienzos de los años 2000. Debido a esta carencia no fue posible determinar y analizar la distribución espacial de la severidad del fuego.

Antes de efectuar los análisis pertinentes, se aplicaron una serie de tratamientos a las imágenes de satélite para su uso correcto. Una de las primeras tareas de este tratamiento fue la fusión de la banda pancromática con las multiespectrales mediante el proceso de “pansharpening”, aplicando la técnica de regresión local. Este procedimiento permitió generar nuevas imágenes en las que se aprovecha la resolución espacial de la banda pancromática y la información espectral de las bandas multiespectrales. Una vez fusionadas las bandas, se procedió a realizar las correcciones geométricas de las imágenes. Para ello se utilizaron más de 150 puntos de control.

Como resultado de este proceso se generó una imagen rectificada del área de estudio sobre la cual se aplicaron las siguientes técnicas de análisis digital de imágenes. Se calculó para cada año el Índice de Vegetación Normalizado (NDVI), que es uno de los más ampliamente usados para detectar cambios espacio-temporales de la vegetación y evaluar el comportamiento del fuego (Miller & Yool, 2002; Key & Benson, 2004). El NDVI se calculó para determinar el grado de presencia de cubierta vegetal sobre el suelo. Por tanto, el NDVI es una expresión relacionada con la cantidad de actividad fotosintética de la vegetación expuesta al sensor dentro de cada píxel, oscilando entre -1 y 1. Las áreas de vegetación tienen un NDVI típico por encima de 0,1. Este índice fue calculado a partir de la ecuación (1):

A partir de las imágenes de satélite de 1991 y 2013, se efectuó una clasificación supervisada aplicando el clasificador rígido de máxima probabilidad. Como método de validación de esta clasificación, se calculó el índice o coeficiente de Kappa de Cohen para ambos años; se trata de una medida estadística que ajusta el efecto del azar en la proporción de la concordancia observada para elementos cualitativos (variables categóricas) y se calcula mediante la ecuación (2):

El NDVI medio obtenido para la zona quemada fue de 0,31±0,20 y de 0,64±0,15 en 1991 y 2013, respectivamente. Ambos índices fueron calculados en el mismo mes, en julio. El mayor índice en 2013 indica una cubierta vegetal y actividad fotosintética más elevada, con una vegetación más vigorosa, que en 1991. En este año, la variabilidad de estos atributos era superior a la de 2013. Para unas condiciones climáticas mediterráneas, Abdel & Pausas (2006) observaron que el NDVI, tras 16 años desde el fuego, oscilaba alrededor de 0,3; Riaño et al (2002) obtuvieron valores de NDVI más semejantes a los obtenidos en este estudio, para varias áreas quemadas en clima mediterráneo, en California (EE.UU.).

En la figura 3, se muestran los mapas del NDVI obtenidos a partir del tratamiento de las imágenes Landsat TM para 1991 y 2013. En ambos años, se observó una tendencia espacial a concentrarse los mayores NDVI bien en laderas de umbría, de mayor altitud, bien en los fondos de valle. En ambos años, las zonas con menor índice coinciden espacialmente, pero con la diferencia de que los píxeles ostentaron un mayor índice en 2013 que 1991, es decir, los valores mínimos de NDVI se incrementaron. Así, se observó una tónica general de una mayor actividad fotosintética en la zona quemada, 22 años después de verse afectada por el fuego.

Aunque mediante el NDVI pueden detectarse diferencias extremas en cubierta vegetal, este índice es sensible a varios factores como el tipo de vegetación y el estado fenológico de la planta (Fox et al., 2008). El NDVI se relaciona mejor con el índice de superficie de área foliar (LAI, en inglés) y con la fracción absorbida de radiación activa mediante fotosíntesis, que con la cubierta vegetal o la biomasa (Baret & Guyot, 1991). Desde el punto de vista de la erosión del suelo, el tipo de vegetación es, en general, menos importante que el grado de cobertura, y en un bosque mixto, con estratos arbóreos y arbustivo, relacionar el NDVI con la cubierta del suelo requiere un muestreo en campo, detallado, de las especies vegetales y unos procedimientos de calibración y clasificación de imágenes más avanzados de los realizados en este trabajo.

A partir de la clasificación supervisada, se definieron cuatro tipos elementales de cubierta: suelo desnudo, matorral no denso (<50% de cubierta vegetal), matorral denso (>50% de cubierta vegetal) y bosque (Figura 4). La Tabla 1 muestra el porcentaje de superficie ocupada para cada tipo de cubierta, en 1991 y 2013. En 1991, un mes antes del incendio, la zona de estudio se caracterizaba por un predominio de la cubierta de matorral, ocupando más del 50% de la zona quemada, siendo principalmente el matorral de baja densidad el de mayor extensión. Los bosques ocupaban 1/3 de la superficie quemada y el suelo desnudo en torno a 1/10 parte de la superficie total. Sin embargo, a partir de la clasificación supervisada de la imagen de 2013, se observan cambios sustanciales: es el matorral de alta densidad el que gana superficie en detrimento del de baja densidad. Bosques y suelo desnudo se mantienen estables.

Como procedimiento de comprobación de la clasificación supervisada, el índice de Kappa puso en evidencia que para el año 1991, se consiguió una mayor fiabilidad en la cartografía generada (k = 0,82), que en 2013 (k = 0,58). Ello puede deberse a que, en 2013, parte de la cubierta “Matorral denso” estaba conformado, además de por el propio matorral, por teselas de bosque en crecimiento, de porte entre 1 y 2 m de altura y gran densidad espacial, confundiéndose en la respuesta espectral con el matorral.

En la Figura 5 se muestran los mapas de tipo de cubierta en la zona quemada en 1991 y 2013. Puede observarse que las zonas de matorral se distribuyen homogéneamente por toda la zona afectada por el incendio. Tanto el matorral de alta densidad como el de baja densidad, se distribuyen sin preferencia de orientación o altitud, aunque sí se localizan casi por completo sobre suelos desarrollados en peridotitas y esquistos. En 2013, el matorral denso, que ocupa una mayor superficie, ocupaba casi todo el relieve peridotítico afectado por el incendio. Las áreas de bosque se distribuían espacialmente en manchas no demasiado extensas en 1991, por el macizo peridotítico central y nororiental; sin embargo, en 2013, los bosques de Pinus pinaster L. aparecían localizados en la mitad occidental de la zona quemada, en manchas de mucho mayor tamaño. Por último, las áreas de suelo desnudo se concentraron en mayor medida sobre los relieves calcáreos afectados por el incendio. También, en 2013, estas aparecen ocupando zonas de los relieves peridotíticos a consecuencia del incremento del número de carriles, terraplenes y cortafuegos construidos para la gestión del monte y facilitar el acceso de los medios de extinción de incendios.

Un aspecto interesante a discutir para analizar la resiliencia de la cubierta vegetal en la zona quemada, es comparar el tipo de cubierta determinado en el interior de un píxel para 1991, con el tipo observado en el mismo píxel para 2013. La Tabla 2 muestra los porcentajes de píxeles que seguían caracterizándose por un mismo tipo de cubierta en 2013 comparado con la que presentaban un mes antes del incendio, en agosto de 1991. Tanto el matorral denso como el no denso fueron los tipos de cubiertas que más semejanzas presentaron en 1991 y 2013, comparando píxel a píxel, en torno a un 50%. Las menores permanencias se observan en suelo desnudo y pinar.

La figura 6 muestra el mapa de los cambios ocurridos en la cubierta vegetal: la degradación de la cubierta en 2013, que supone un retroceso en la sucesión vegetal desde suelo desnudo a bosque, es decir, el estadio de evolución actual es anterior al de 1991; la permanencia, que supone que en un píxel el estadio de evolución en 2013 era el mismo al previo del incendio; y la recuperación o evolución, que indica que el tipo de cubierta vegetal de 2013 mejora a la de 1991. Las zonas clasificadas como “permanencia” ocupan buena parte del área quemada, especialmente, en la zona centro y oeste, mientras que las zonas clasificadas como “degradación” tienden a localizarse en mayor medida en la mitad oriental. Las zonas clasificadas como “recuperación” aparecen localizadas de manera más dispersa y menos extensa, si bien existe tendencia a localizarse cerca del límite septentrional del incendio, en zonas de mayor altitud y/o más expuestas a la umbría.

Después de más de 20 años desde el incendio de Río Verde, algo más del 50% del área afectada presenta un estado o tipo de cubierta vegetal similar al que tenía antes del incendio (Tabla 3). A continuación, con 1/3 de la superficie quemada destacan las áreas donde la cubierta vegetal retrocede en cuanto a la estructura de la vegetación, es decir, su situación actual es peor que la obtenida para 1991, antes del incendio. Por último, apenas un 10% de los píxeles, se caracterizan hoy día por presentar una cubierta vegetal mejor que la observada antes del fuego.

En la misma tabla, se muestra información más detallada de los cambios observados en el tipo de cubierta vegetal, destacando los siguientes aspectos: en las áreas degradadas, el principal cambio ocurre de matorral de alta densidad a matorral de baja densidad; en las áreas que permanecen semejantes en 1991 y 2013, es el matorral de alta densidad el que menos modificaciones ostenta, seguido del de baja densidad; por último, de las áreas cuyas condiciones actuales de cubierta son mejores que en 1991, las de mayor superficie porcentual ocupada son aquellas que han pasado de matorral de baja y alta densidad a bosque.

El supuesto de igualdad de matrices de varianza-covarianza para las situaciones de estado del tipo de cubierta analizados (degradación, persistencia y recuperación) se comprobó con la prueba de Box. Los resultados obtenidos para este estadístico de contraste (M = 76.741; F = 2.197 para p = 0,006) permiten aceptar con un alto grado de confianza la hipótesis nula de que no existen diferencias entre las matrices de covarianza de los dos grupos que se forman en su aplicación.

En la Tabla 4, se presenta la información para probar la de la función discriminante obtenida. Los dos valores propios muestran que la primera función discriminante está mucho más relacionada que la segunda con el tipo de cubierta vegetal encontrada en el suelo antes y después del incendio. Los autovalores y la correlación canónica así lo muestran también. Pero, además, gracias al cálculo del estadístico Lambda de Wilks podemos comprobar que la primera función discriminante separa de modo significativo los grupos. Sin embargo, la segunda función discriminante no consigue una separación significativa. El Test de la Lambda de Wilks trata de establecer una relación entre la dispersión dentro de los grupos respecto a la dispersión total, sin tener en cuenta los grupos.

La Tabla 5 muestra la información que permite medir la calidad de la función discriminante. En este sentido y en relación a la función 1, al analizar los autovalores obtenidos (0,826) y la correlación canónica (0,773) se observa que estos se encuentran próximos a 1, lo que es un síntoma claro de que la función discriminante logra diferenciar la media de los dos grupos (degradado, restaurado y permanencia), y ello indica que los datos están bien diferenciados en los tres grupos de acuerdo con las puntuaciones discriminantes. Además, se puede observar como la función 1 es representativa del 83% de la varianza de los datos.

Respecto a la función 2, en la Tabla 4, muestra autovalores de 0,170 y una correlación canónica 0,381 que se encuentran próximos a cero. Estos son síntomas claros de que la función discriminante no logró diferenciar la media de los grupos. En este sentido, se observó que la función 2 únicamente es representativa del 17% de la varianza de los datos. Por tanto, se obtuvieron dos funciones discriminantes pero sólo la primera era significativa.

La tabla 6 muestra la ubicación de los centroides en cada una de las funciones discriminantes. La primera función distingue fundamentalmente a las áreas restauradas (cuyo centroide está ubicado de forma positiva) de las áreas degradadas o aquellas que han permanecido igual (los centroides se encuentran en la parte negativa). La segunda función ha resultado ser no significativa (Tabla 2) por lo que no hay que valorar su contribución al modelo.

La matriz de coeficientes estandarizados contiene dos columnas, una para cada función (Tabla 7). Para saber entre qué grupos permite distinguir cada función, nos basamos en los coeficientes de la distribución canónica. La función 1 discrimina fundamentalmente entre los atributos topográficos de pendiente, altitud y radiación; a cierta distancia podría considerarse también el índice topográfico de humedad. Puesto que el centroide positivo de esta función era el de áreas restauradas, podemos interpretar que las variables que condicionan la restauración de la cubierta en la fase post-incendio han sido en este orden de influencia: pendiente > altitud > radiación. No se han obtenido resultados similares a los que han encontrado otros investigadores en zonas quemadas, en los que la exposición tenía un papel clave en la recuperación post-incendio (Fox et al., 2008; Ireland & Petropoulos, 2015); no obstante, la radiación en superficie varía con la exposición de las laderas por lo que podría considerarse que, de modo indirecto, la orientación topográfica adquiere cierta influencia. En este estudio, la falta de influencia estadística de la exposición podría deberse al hecho de que se observan zonas de solana en las que el recubrimiento del suelo es elevado, así como el tipo de cubierta vegetal más evolucionado; el elevado peso de la variable radiación puede ser considerado como un hecho indirecto del efecto de la exposición. Sin embargo, esto también es posible observarlo en zonas de umbría, que es donde a priori en zonas mediterráneas, la resiliencia de la vegetación es mayor (Tessler et al., 2016).

Teniendo en cuenta el signo obtenido, podría decirse que las zonas con mayor pendiente (si bien más del 85% de la superficie quemada tiene una pendiente superior al 30%), menor altitud y mayor radiación se clasificaron en mayor medida como zonas donde el tipo de cubierta vegetal en 2013 mejoró a la existente justo antes del incendio, en 1991. El ITH también pudo tener ciertos efectos en la recuperación pues su signo positivo y valor indican que aquellas áreas donde la configuración topográfica permitía acumular una mayor humedad en el suelo tienden a presentar también un tipo de cubierta mejor en 2013 que en 1991. Por el contrario, las zonas altas con una pendiente menor y menor radiación se corresponden con las áreas degradadas o que han permanecido igual en el tiempo. Esta situación se justifica en parte por dos hechos. Por un lado, a mayor altitud, las condiciones climáticas y orográficas son más duras para la recuperación de la cubierta vegetal, además de coincidir en algunas áreas de mayor altitud, la presencia de litologías calcáreas cuyas pérdidas de suelos en la fase post-incendio es elevada (Bodì et al., 2012). Y por otro lado, esas zonas degradadas coinciden también en la mayoría de los casos con las áreas de cimas y hombreras de los relieves afectados por el fuego, de menor pendiente, donde se abrieron más cortafuegos y se construyeron más carriles de acceso por parte de los gestores del monte, a fin de mejorar las infraestructuras de prevención y lucha ante nuevos siniestros; son zonas que han evidenciado procesos erosivos activos, emisoras de sedimentos (Jordán et al., 2008).