Introducción

El uso intensivo de la tierra y la sustitución de la cubierta natural por plantas exóticas pueden contribuir a la extinción de las especies nativas, que integran una compleja red de interacciones ecológicas (Santos et al. 2015). En suelos degradados, la plantación de especies pioneras puede ser una opción apropiada para aumentar la cobertura del dosel y disminuir los pastos exóticos. La recuperación de la estructura vegetal cambia las condiciones en el sitio deforestado y facilita la colonización de plantas y animales (Ruiz-Jaén y Aide 2005). Las especies pioneras son, a menudo, resistentes a condiciones de tensión propias de áreas degradadas, con sistemas de raíces largas, que pueden mejorar las características físicas y químicas del suelo para la sucesión secundaria, en tanto aumentan las tasas de supervivencia de especies propias de estados sucesionales ulteriores (Ma et al. 2014).

La nucleación con plantas leñosas en paisajes alterados para restaurar la cubierta vegetal (Corbin y Holl 2012) aprovecha las condiciones microclimáticas (i.e. luz, temperatura y humedad). Estas plantas ayudan a establecer otras que no sobrevivirían en áreas abiertas o invadidas por exóticas. Corbin y Holl (2012) han encontrado mayor abundancia, sobrevivencia y riqueza de semillas y plántulas dentro de núcleos, comparados con áreas desnudas. Rey-Benayas et al. (2008), Reis et al. (2010) y Corbin y Holl (2012), entre otros, sugieren que los núcleos de árboles aportan mayor heterogeneidad al hábitat en pequeña escala, así como una composición más diversa que otros procesos convencionales de restauración. Además, tienen el potencial de acelerar el restablecimiento de procesos ecológicos, como los ciclos de nutrientes y el secuestro de carbono.

La propagación vegetativa puede acelerar el proceso de sucesión (Reis et al. 2010), mientras Zahawi et al. (2009) ha descrito la eficiencia del uso de estacas de árboles y arbustos en los trópicos como herramienta prometedora de restauración. Las ventajas de la propagación vegetativa con respecto a la reproducción por semillas radican en la posibilidad de obtener un gran número de ejemplares de tallas mayores en un menor tiempo (Sen y Rajput 2002, Ceccon, 2013), lo que resulta en un ahorro económico y laboral, pues no depende de la disponibilidad de semillas y prescinde de fases iniciales de germinación (Zahawi y Holl 2009). Estas estacas funcionan, además, como perchas y aceleran la regeneración. El enraizamiento se puede obtener de madera dura, de aquellas ramas de uno o más años de edad; las maduras corresponden a zonas basales y su prendimiento es mayor (Rojas et al. 2004). Para asegurar el enraizamiento se pueden usar sustancias que estimulen el proceso y favorezcan la formación de raíces adventicias, tales como Aloe vera (L.) Burm. f., con la cual se han obtenido porcentajes de enraizamiento satisfactorios en especies leñosas, similares a aquellos generados por inductores químicos (Giraldo et al. 2009).

Otra técnica que puede acelerar la recuperación de zonas degradadas, pues prescinde de la germinación, es el rescate de plántulas, que también genera material vegetal de forma rápida. Así, el banco de plántulas sirve como vivero natural para aumentar la cobertura vegetal en programas de restauración ecológica (Vargas y Lozano 2008).

La región andina de Colombia ha sido el soporte del desarrollo económico y cultural del país (Alvear et al. 2010), lo que ha derivado en deforestación por ampliación de la frontera pecuaria y agrícola (Orrego 2009). El corregimiento de San Félix (Bello, Antioquia) ha visto reducida su cobertura natural debido a la expansión de la actividad ganadera.

En este contexto, los objetivos de este estudio fueron evaluar: (i) la eficiencia del rescate de plántulas de especies nativas para uso en la restauración; (ii) la capacidad de especies arbóreas para establecerse a partir de estacas y comparar su crecimiento y desarrollo; y (iii) la eficiencia de disponer las anteriores en núcleos para recuperar un terreno sometido a actividad ganadera durante varias décadas.

Material y métodos

Sitio de estudio

El estudio se llevó a cabo en el corregimiento San Félix, municipio de Bello (Figura 1), perteneciente al Altiplano de Ovejas, costado occidental de la Serranía de las Baldías (06°21’03,09’’N; 75°36’57,05’’W). El área (1 ha) se encuentra a 2.500 m s.n.m., con una temperatura media anual de 15°C y precipitación anual de 1756 mm, en un bosque húmedo montano sensu Holdridge (Espinal 2012). El terreno fue usado durante más de cinco décadas para ganadería extensiva.

Siembra directa de plántulas y estacas

A pesar de la intensa transformación del paisaje debida a la ganadería en San Félix, persisten algunos parches de bosque, conformados principalmente por Clusia multiflora Kunth, Hedyosmum sp., Meriania nobilis Triana, Piper sp., Saurauia sp., Tibouchina lepidota (Bonpl.) Baill, Tournefortia sp., Weinmannia sp. De dichas especies se colectaron estacas con alturas >1 m para facilitar su establecimiento y sobrepasar la altura de la especie invasora Pennisetum clandestinum Hochst. ex Chiov (empleada durante > 50 años para ganadería). Se siguió la metodología propuesta por Rojas et al. (2004), así: se colectaron -en la mañana, para evitar la pérdida de agua- 50 estacas con un promedio de 1,5 m de longitud y diámetros de 2-3,5 cm. Se eligieron de ramas que presentaban crecimiento vertical con al menos dos nudos. Posteriormente se podaron las hojas y ramas y se introdujeron en agua. Al mismo tiempo, de un remanente de bosque vecino se recolectaron plántulas sanas de las mismas especies de 20-40 cm de altura, sin afectar su sistema radicular, y sus hojas se cortaron a la mitad para evitar su deshidratación. Posteriormente fueron plantadas en 10 núcleos siguiendo a Anderson (1953), dispuestos en forma de X; cuatro plántulas y cinco estacas de especies diferentes: una central y cuatro en las esquinas, separadas 1 m entre sí. En cada eje se sembraron las plántulas (dos por eje). La profundidad de siembra de las estacas fue 20-40 cm. Posteriormente fue regado todo el terreno y se cubrió con polisombra al 33 % en cada uno de los núcleos. Se monitoreo la supervivencia y vigor cada 20 días de julio a octubre de 2015.

Segunda fase: estacas y plántulas con pre-tratamiento

La aclimatación se realizó en un vivero con polisombra al 66 % durante tres meses, donde se establecieron individuos de importancia regional y ecológica (Anexo 1) colectados en el bosque de referencia. Se cortaron estacas de 1,5 m de longitud en promedio de árboles con buenas condiciones fitosanitarias de Brugmansia arborea (L.), Brunellia sp., M. nobilis Triana, Saurauia sp., T. lepidota (Bonpl.) Baill y Weinmannia sp. Así mismo, se rescataron individuos del banco de plántulas con un promedio de altura de 1 m de Billia rosea (Planch& Linden) C. Ulloa & P., Bocconia frutescens L., C. multiflora Kunth., Fuchsia sp., Hedyosmum sp., Inga sp., M. nobilis, Myrsine coriacea (Sw.) R. Br. ex Roem. & Schult., Saurauia sp., Schefflera sp., Siparuna sp., Weinmannia sp. Se podaron las hojas y se sumergieron las estacas durante diez minutos en cristales de A. vera para estimular el enraizamiento. Posteriormente se plantaron en bolsas y se cubrieron con tierra de 20-30 cm de la estaca durante tres meses. Se realizó riego a necesidad durante el tiempo en el vivero.

Se monitorearon la mortalidad y el vigor de plántulas y estacas sensuQuevedo (1993), donde se asignó 1 a individuos con abundante follaje, color verde intenso en las hojas, apariencia saludable del plantón; 2 a aquellos con follaje medio, color verde intenso y con presencia de color verde pálido, apariencia saludable del plantón; y 3 para poco follaje, color predominante verde amarillento y apariencia débil del plantón.

Repoblación de núcleos de vegetación

Después de tres meses de establecido el vivero, los individuos fueron trasplantados a los núcleos de vegetación con ejemplares de B. frutescens, C. multiflora, Fuchsia sp., Hedyosmum sp., Inga sp., M. nobilis, M. coriacea, Saurauia sp., Schefflera sp., Siparuna sp. y Weinmannia sp. Se establecieron núcleos bajo tres arreglos: tres núcleos con estacas, tres con plántulas y tres de combinación de estacas y plántulas y un núcleo de control, en el cual se le realizó una limpia, pero sin individuos plantados. Cada núcleo, cubierto con polisombra al 33 %, contó con ocho individuos de especies diferentes.

De octubre de 2015 a marzo de 2016 se realizaron mediciones de diámetro de la base y altura. La altura se midió (cm) desde la base del tallo hasta la yema apical. El diámetro se midió (mm) en la base del tallo. A partir de estos datos se calculó el Índice de Esbeltez (Toral 1997) mediante el cociente de la altura y el diámetro del tallo, la cual relaciona la resistencia de la planta con la capacidad fotosintética; valores 5-10 indican mejor calidad de la planta.

Resultados

Núcleos sin pre-tratamiento con A. vera en estacas

Después de 20 días de establecidos los núcleos, la mortalidad de las estacas de Hedyosmum sp., Piper sp. y Tournefortia sp. fue total. Clusia multiflora tuvo una sobrevivencia del 50 %. Luego de 13 semanas de establecidos los núcleos presentaron en plántulas la menor sobrevivencia en Piper sp. (40 %), con 50 % para Saurauia sp. y M. nobilis; mientras fue completa para estacas de C. multiflora (Figura 2).

Vivero

Luego de 60 días en el vivero, la sobrevivencia de las estacas de B. arborea fue completa, y cuya cantidad de rebrotes fue la mayor (i.e. rebrote de hojas -en promedio de tres por estaca-). Para T. lepidota, Saurauia sp. y C. multiflora la supervivencia fue del 33%. Para Brunellia sp., M. nobilis y Weinmannia sp. la mortalidad fue total. Las plántulas de B. frutescens presentaron mortalidad de 30 %.

Núcleos replantados

Luego de 20 días de repoblación de núcleos la sobrevivencia fue del 95 % para plántulas de B. frutescens, C. multiflora, Fuchsia sp., Hedyosmum sp., Inga sp., M. nobilis, M.coriacea, Saurauia sp., Schefflera sp., Siparuna sp. y Weinmannia sp. El 67 % de estacas de B. arborea sobrevivió, así como un individuo de T. lepidota; 54 % de estacas de B. arborea presentó en promedio cinco rebrotes, con 10-20 cm de longitud.

Para 53 % de plántulas la categoría de vigor fue 1, con abundante follaje, color verde intenso y aspecto saludable. La categoría 2 correspondió a 30 % de individuos. Se conservaron vigorosas después de establecer los núcleos Saurauia sp. y Hedyosmum sp. (Figura 3).

El Índice de Esbeltez relaciona la resistencia de la planta con su capacidad fotosintética (Toral 1997) y valores bajos corresponden a aquellas más robustas y con menos probabilidad de daño físico por la acción del viento, sequía o heladas (Gil y Pardos 1997). En este estudio M. nobilis y Schefflera sp. presentaron los valores más altos (6,5 y 6,2 respectivamente) con 4,3 de promedio para el resto de especies (Figura 4).

Discusión

La sobrevivencia en ensayos de propagación con estacas sin pre-tratamiento fue nula luego de 20 semanas, probablemente porque las especies carecen de rasgos regenerativos, capacidad de reproducción vegetativa o características registradas en la literatura, como bajos contenidos de carbohidratos, que pueden limitar la formación de raíces. Altos niveles de inhibidores endógenos del enraizamiento y anillos de esclerénquima -asociados con la edad o la actividad fisiológica y condiciones del medio-, pueden constituir barreras físicas para el enraizamiento, afectar la nutrición y la actividad fisiológica, así como evitar el enraizamiento en las estacas (Rojas et al. 2004).

Las estacas tratadas con A. vera de B. arborea (con mayor número y longitud de rebrotes) presentaron menor mortalidad; lo que señala su potencial para procesos de restauración. Salamanca (2000) señala su capacidad de infiltración, que mejora la estructura del suelo a través del aporte de hojarasca. Sus altas tasas de recambio corresponden a especies con hojas membranosas (Salamanca 2000). Según Rodríguez (2007) esta especie compite por luz, espacio y nutrientes, además posee una buena capacidad de adaptación. Otras especies, como B. sanguinea, son importantes en áreas sometidas a pastoreo, ya que pueden suprimir hierbas y poáceas que, a su vez, impiden el establecimiento de las arbóreas y arbustivas (Rodríguez 2007).

En los núcleos se establecieron plántulas de Weinmannia sp., que favorece la llegada y establecimiento de otras especies umbrófilas y semiumbrofitas del bosque andino, como Drimys granadensis y C. multiflora (Montes-Pulido 2011). Así mismo W. pubescens posee rasgos funcionales (como altura, área específica foliar, tipo de dispersión y estrategia de regeneración) que, según Vargas y Gómez (2011), resaltan su potencial para recuperar zonas degradadas o alteradas y son claves en procesos de restauración.

Por otro lado Slocum et al. (2004) registra que M. coriacea es valiosa para la restauración natural de bosques montanos porque se asocia con aves. Sirve como fuente de alimento y hábitat para 31 especies (Elaenia flavogaster, Tangara preciosa, entre otras), que consumen sus frutos, la usan como percha o para forrajear. Solange et al. (2009) la ha considerado de gran importancia en proyectos de restauración para recuperar especies vegetales y fauna asociada a procesos de dispersión de semillas. En este estudio M. coriacea presentó altos porcentajes de vigor, lo que indica éxito en los núcleos, que luego pueden verse reflejados en visitas de aves desde fragmentos de bosques cercanos.

Por su parte, Inga spp. produce mucho néctar (Neto 2008), lo que la hace atractiva para los polinizadores. Lengkeek et al. (2006) afirma que, aunque la diversidad genética es menor en zonas restauradas con relación a las naturales, individuos plantados de Inga spp. pueden representar ventaja para los polinizadores, y Navascués y Emerson (2007), por lo tanto, considera que pueden mejorar la conectividad en paisajes fragmentados.

Los núcleos facilitarán la llegada de organismos y en particular, la arquitectura de C. multiflora influye en la colonización y establecimiento de arañas, brinda hábitat y refugio para comunidades (Vanegas et al. 2012).

El rescate de plántulas fue componente eficaz en la estrategia de nucleación, ya que las especies con mayor supervivencia e Índice de Esbeltez mostraron buena capacidad de establecimiento, habilidad para competir por espacio, luz y nutrientes, así como para atraer agentes dispersores. Los resultados de este trabajo coinciden con los de Acero-Nitola y Cortés-Pérez (2014) y Vargas y Lozano (2008), quienes aplicaron la técnica de rescate de plántulas y encontraron 92-93 % de sobrevivencia, respectivamente.

Estudios sobre nucleación en paisajes agrícolas han demostrado que mejora la vida silvestre y algunos servicios, como el suministro de hábitat y la dispersión de semillas (Rey-Benayas y Bullock 2015), que posibilitan la implementación de núcleos a una escala espacial mayor cuando la reforestación de tierras circundantes es abandonada. Pueden mantener así diversos usos de la tierra, lo cual es crítico en paisajes agrícolas, donde dependen de aspectos sociales, ambientales, económicos y políticos (Romero-Calcerrada y Perry 2004). Igualmente, la restauración con nucleación puede ser una herramienta para reconciliar la competencia por el uso de la tierra entre la agricultura, la conservación y la restauración de bosques a escala de paisaje, pues requiere menor área de plantación de especies nativas (Rey-Benayas y Bullock 2015), y aumenta la viabilidad económica de los proyectos de restauración a gran escala (Rey-Benayas et al. 2008).

Las estacas de B. arborea -hasta la fecha poco estudiada en restauración- a las cuales se aplicó A. vera mostraron mayores porcentajes de rebrotes y ninguna mortalidad.

Conclusiones

Las plántulas rescatadas presentaron alto potencial de establecimiento y asociación con otros organismos, lo que puede promover procesos de restauración. Sin embargo, es necesario investigar cada especie para diseñar estrategias exitosas de propagación por estacas de especies nativas de los Andes colombianos. El monitoreo de los núcleos y el inventario de nuevas especies visitantes permitirán comprobar la eficacia de núcleos de especies nativas.

Agradecimientos

Los autores desean agradecer a la Universidad Nacional de Colombia por la financiación parcial, a los miembros del Semillero en Conservación y Restauración de Ecosistemas de la Sede Medellín por sus múltiples contribuciones, al MSc Juan Camilo Jaramillo por facilitar su terreno para desarrollar estos experimentos y a los evaluadores anónimos, cuyos comentarios permitieron dar claridad al texto.

Referencias

Acero-Nitola, A. M. y F. Cortés-Pérez. 2014. Propagación de especies nativas de la microcuenca del río La Vega, Tunja, Boyacá, con potencial para la restauración ecológica. Revista Académica Colombiana de Ciencias 38 (147): 195-205.

Alcaldía de Medellín. 2012. Flora de los bosques montanos de Medellín. Universidad de Antioquia - Alcaldía de Medellín. Medellín, 552 pp.

Alvear, M., J. Betancur y P. Franco-Rosselli. 2010. Diversidad florística y estructura de remanentes de bosque andino en la zona de amortiguación del Parque Nacional Natural los Nevados, Cordillera Central Colombiana. Caldasia 32 (1): 40-41.

Anderson, M. L. 1953. Plantación en grupos espaciados. Unasylva 7 (2): 61-70.

Backes, P. y B. Irgang. 2002. Árvores do Sul: Guia de identificação & interesse ecológico. Clube da Árvore. Porto Alegre, 326 pp.

Benavides, A. M. y A. L. Hernández. 2015. Disponibilidad de raíces adventicias de tres especies silvestres cosechadas para la elaboración de artesanías en Santa Elena, Antioquia (Colombia). Caldasia 37 (2): 345-358.

Calderón-Sáenz, E. y H. Mendoza-Cifuentes. 2000. Melastomataceae de los Géneros Axinaea, Blakea, Castratella, Centronia, Killipia, Meriania, Monochaetum, Ossaea y Tibouchina en Colombia. Biota Colombiana 1 (3): 336-357.

Carvalho, P. E. R. 1994. Espécies florestais brasileiras: recomendações silviculturais, potencialidades e uso da madeira. EMBRAPA–SPI. Brasilia D.F, 640 pp.

Ceccon, E. 2013. Restauración en bosques tropicales: fundamentos ecológicos, prácticos y sociales. Ediciones D. D. S. México, 289 pp.

Corbin, J. D. y K. D. Holl. 2012. Applied nucleation as a forest restoration strategy. Forest Ecology & Management 265: 37-46.

Correa-A., M. D., C. Galdames y M. Stapt. 2004. Catálogo de las Plantas Vasculares de Panamá. Smithsonian Tropical Research Institute. Panamá, 599 pp.

Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente - Dama. 2000. Protocolo distrital de restauración ecológica. Guía para la restauración de ecosistemas nativos en las áreas rurales de Santa Fe de Bogotá. Dama. Santa Fe de Bogotá D.C., 288 pp.

De Morais, S. M., V. A. Facundo, L. M. Bertini, E. S. B. Cavalcanti, J. F. Anjos, S. A. Ferreira, E. S. De Brito y M. A. De Souza-Neto. 2007. Chemical composition and larvicidal activity of essential oils from Piper species. Biochemical Systematics and Ecology 35: 670-675.

Espinal, L. S. 2012. Geografía ecológica del departamento de Antioquia (Zonas de vida (formaciones vegetales) del departamento de Antioquia). Revista Facultad Nacional de Agronomía Medellín 38 (1): 5-106.

Geilfus, F. 1994. El árbol al servicio del agricultor: Manual de agroforestería para el desarrollo rural. Volumen 2: Guía de especies. Enda - Caribe/ Catie. Turrialba,

Gil, L. y J. A. Pardos. 1997. Aspectos funcionales del arraigo. La calidad fisiológica de la planta forestal. Cuadernos de la Sociedad Española de Ciencias Forestales (4). 33 pp.

Giraldo, L. A., H. F. Ríos y M. F. Polanco. 2009. Efecto de dos enraizadores en tres especies forestales promisorias para la recuperación de suelos. RIAA 0 (1): 41-47.

Hay, A. 2014. Brugmansia arborea. La Lista Roja de la UICN de Especies Amenazadas 2014: e.T51247708A58386508. http://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2014-1.RLTS.T51247708A58386508.en. Consultado el 04 de febrero de 2017.

Lengkeek, A. G., A. M. Mwangi, C. A. Agufa, J. O. Ahenda y I. K. Dawson. 2006. Comparing genetic diversity in agroforestry systems with natural forest: a case study of the important timber tree Vitex fischeri in central Kenya. Agroforestry Systems 67 (3): 293-300.

Linkimer, M., R. Muschler, T. Benjamin y C. Harvey. 2002. Árboles nativos para diversificar cafetales en la zona Atlántica de Costa Rica. Agroforestería en las Américas 9 (35-36).

Ma, M., T. Haapanen, R. B. Singh y R. Hietala. 2014. Integrating ecological restoration into CDM forestry projects. Environmental Science & Policy 38: 143-153.

Montes-Pulido, C. R. 2011. Estado del conocimiento en Weinmannia tomentosa Lf (encenillo) y algunas propuestas de estudio sobre su regeneración. RIAA 2 (1): 45-53.

Navascués, M. y B. C. Emerson. 2007. Natural recovery of genetic diversity by gene flow in reforested areas of the endemic Canary Island pine, Pinus canariensis. Forest Ecology & Management 244 (1): 122-128.

Neto, O. C. 2008. Ecologia da Polinização de Inga striata (Benth.) (Leguminoseae-Mimosoideae) em um remanescente de Mata Atlântica em Alagoas-AL. Revista Brasileira de Biociências 5 (1): 570-572.

Niembro, A., 1986. Árboles y arbustos útiles de México: naturales e introducidos. Editorial Limusa. México, 206 pp.

Orrego S. A. 2009. Economic modeling of tropical deforestation in Antioquia (Colombia), 1980-2000: An analysis at a semi-fine scale with spatially explicit data. Tesis de doctorado. Oregon State University, Department of Forest Engineering, Resources and Management. Oregon State, 120 pp.

Quevedo, A. 1993. Efecto de humus de lombricultura en plantaciones de Cedrela odorata, atacadas por Hypsiphylla sp. en plantación a campo abierto. Trabajo de grado. Universidad Nacional de la Amazonía Peruana. Iquitos, 45 pp.

Quijano-Abril, M. A., R. Callejas-Posada, D. R. Miranda-Esquivel. 2006. Areas of endemism and distribution patterns for Neotropical Piper species (Piperaceae). Journal of Biogeography 33: 1266-1278.

Rey-Benayas, J. M. R. y J. M. Bullock. 2015. Vegetation restoration and other actions to enhance wildlife in European agricultural landscapes. Pp: 127-142. En: Pereira, H. M. y L. M. Navarro (Eds.). Rewilding European Landscapes. Springer International Publishing.

Rey-Benayas, J. M., J. Bullock y A. C. Newton. 2008. Creating woodland islets to reconcile ecological restoration, conservation, and agricultural land use. Frontiers in Ecology and the Environment 6: 329-336.

Rodríguez, N. y O. Vargas. 2007. Especies leñosas nativas claves para la restauración ecológica del embalse de Chisacá, basados en rasgos importantes de su historia de vida. Pp: 181-198. En: Vargas., J. O., A. M. Díaz, O. A. León, L. N. Trujillo, Z. P. Velasco, R. M. Díaz (Eds.). Restauración ecológica del bosque altoandino. Estudios diagnósticos y experimentales en los alrededores del embalse de Chisacá. Universidad Nacional de Colombia. Bogotá D.C.

Rojas, S., J. García y M. Alarcón. 2004. Propagación asexual de plantas. Conceptos básicos y experiencias con especies Amazónicas. Corporación Colombiana de Investigación Agropecuaria - Corpoica, Ministerio de Agricultura y Desarrollo Rural y Pronatta. Bogotá D.C., 57 pp.

Romero-Calcerrada, R. y G. L. Perry. 2004. The role of land abandonment in landscape dynamics in the SPA Encinares del rıo Alberche y Cofio, Central Spain, 1984–1999. Landscape and Urban Planning 66 (4): 217-232.

Ruiz-Jaén, M. C. y T. M. Aide. 2005. Vegetation structure, species diversity, and ecosystem processes as measures of restoration success. Forest Ecology and Management 218 (1): 159-173.

Sánchez-Clavijo, L. M. 2008. Estudio de la biodiversidad en los paisajes cafeteros de el Cairo, Valle del Cauca. Boletín técnico número 34. Federación Nacional de Cafeteros de Colombia, Centro Nacional de Investigaciones de Café. 64 pp.

Santos, W. S., T. Tscharntke y M. Almeida-Neto. 2015. Global effects of land use intensity on the impoverishment of insect herbivore assemblages. Biodiversity and Conservation 24 (2): 271-285.

Sen, D. N. y P. Rajput. 2001. Ecophysiological aspects of the vegetative propagation of saltbush (Atriplex spp.) and mulberry (Morus spp.). Pp: 127-142. En: Pessarakli, M. (Ed.). 2001. Handbook of Plant and Crop Physiology. Second edition. Revised and expanded. Marcel Dekker, Inc. New York.

Slocum, M. G., T. M. Aide, J. K. Zimmerman y L. Navarro. 2004. Natural regeneration of subtropical montane forest after clearing fern thickets in the Dominican Republic. Journal of Tropical Ecology 20 (4): 483-486

Solange, E. y V. Solange. 2009. Frugivory by birds in Myrsine coriacea (Myrsinacea) inhabiting fragments of mixed Araucaria Forest in the Aparados da Serra Natural Park, RS, Brazil. Revista Brasileira de Ornitologia 17 (2): 113-120.

Stevens, W. D., C. Ulloa, A. Pool y O. M. Montiel. (Eds.). 2001. Flora de Nicaragua. Volumen 85. Tomos I, II y III. Missouri Botanical Garden Press. St. Louis, Missouri.

Todzia, C. A. 1988. Chloranthaceae: Hedyosmum. Flora Neotrópica 48: 1-139.

Toral, M. 1997. Concepto de calidad de plantas en viveros forestales. Documento Técnico 1. Programa de Desarrollo Forestal Integral de Jalisco. SEDER, Fundación Chile, Consejo Agropecuario de Jalisco. México, 28 pp

Toro, J. L. y G. L. Vanegas. 2002. Flora de los páramos y bosques altoandinos del noroccidente medio de Antioquia. Corantioquia. Medellín, 180 pp.

Vanegas, S., G. Fagua y E. Florez. 2012. Distribución vertical de arañas asociadas a Quercus humboldtii y Clusia spp. en el Santuario de Fauna y Flora Iguaque, Colombia. Acta Biológica Colombiana 17 (3): 635-656.

Vargas, J. y P. Gómez. 2011. Grupos funcionales de especies promisorias para la restauración ecológica con base en sus rasgos de historia de vida en la Reserva Natural Ibanasca (Ibagué, Tolima, Colombia). Pp: 239. En: La restauración ecológica en la práctica: Memorias del I Congreso Colombiano de Restauración Ecológica. Universidad Nacional de Colombia. Bogotá D.C.

Vargas, W. y F. Lozano. 2008. El papel de un vivero en un proyecto de restauración en paisajes rurales andinos: Establecimiento del corredor Barbas – Bremen. Pp: 67-82. En: Barrera, J. I., M. Aguilar y D. Rondón. (Eds.). Experiencias de restauración ecológica en Colombia: entre la sucesión y los disturbios. Pontificia Universidad Javeriana. Bogotá D.C.

Zahawi, R. A. y K. D. Holl. 2009. Comparing the performance of tree stakes and seedlings to restore abandoned tropical pastures. Restoration Ecology 17 (6): 854-864.

Zahawi, R. A., K. D. Holl, R. J. Cole y J. L. Reid. 2013. Testing applied nucleation as a strategy to facilitate tropical forest recovery. Journal of Applied Ecology 50 (1): 88-96.

Información adicional

Citación del artículo:: Díaz-Páez, M. y J. Polanía. 2017. Experiencia piloto de nucleación con especies nativas para restaurar una zona degradada por ganadería en el norte de Antioquia, Colombia. Biota Colombiana 18 (Suplemento 1): 60–69. DOI: 10.21068/c2017.v18s01a03