Las invasiones vegetales en sistemas agrícolas. Retrospectiva de los últimos 40 años en Cataluña

Full text

190 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211
Las invasiones vegetales en sistemas agrícolas.
Retrospectiva de los últimos 40 años en Cataluña
J. Recasens1,*, J.A. Conesa1,2 y A. Juárez-Escario1
1Grupo de Malherbología y Ecología Vegetal. Agrotecnio. Departamento de Hortofruticultura, Botáni-
ca y Jardinería. Escola Tècnica Superior d’Enginyeria Agrària. Universitat de Lleida. Av. Alcalde Ro vira
Roure 191. 25198, Lleida
2Arborètum-Jardí Botànic de Lleida. Calle Enric Farreny 49. 25199 Lleida
Resumen
Los sistemas agrícolas son una de las vías preferentes de introducción de especies vegetales exóticas y la
perturbación asociada a estos hábitats ha favorecido muchos casos de invasión. Sin embargo, el estudio
de este proceso ha recibido menor interés que en sistemas naturales o seminaturales. Este hecho parece
deberse a una desigual visión acerca del impacto causado en el equilibrio ecológico del sistema. En el pre-
sente artículo se realiza una revisión de las causas intrínsecas que favorecen los procesos de invasión y
los rasgos que definen la invasibilidad de los sistemas agrícolas. Como ejemplo se utilizan los diferentes
casos registrados en los últimos 40 años en Cataluña y sobre los que se dispone de amplia información.
Se exponen las diferentes tipologías de cultivo preferentemente sensibles a acoger malas hierbas exóti-
cas y las características ambientales y estrategias de manejo a las cuales estas especies han mostrado me-
jor adaptación. Los principales escenarios agrícolas que se definen son: campos de arroz, campos de maíz
y otros cultivos anuales de regadío, campos de alfalfa y cultivos leñosos de regadío. Se recogen también
las distintas disposiciones legislativas existentes al respecto a nivel de Cataluña, exponiendo de manera
crítica, las diferencias de criterio utilizadas entre las listas de alerta publicadas a nivel europeo, nacional
y autonómico, respecto a las especies que constituyen problema o amenaza en los campos de cultivo.
Palabras clave: Malas hierbas exóticas, cultivos, ecología, legislación, impacto.
Plant invasions in agricultural systems. Retrospective of the last 40 years in Catalonia
Abstract
Agricultural systems are one of the preferred ways of introduction of exotic weed species and the dis-
turbance associated with these habitats has favored many cases of invasion. However, the study of this
process has received less interest than in natural or semi-natural systems. This fact seems to be the result
of an unequal view about the impact caused on the ecological equilibrium of the system. In this article,
a review of the intrinsic causes that favor the weed invasion processes and the features that define the
invasibility of agricultural systems is carried out. As an example, the different cases registered in the last
40 years in Catalonia, and for which a lot of information is available, are used. The different crop typologies
preferably sensitive to host exotic weeds and the environmental characteristics and management strate-
* Autor para correspondencia: jrecasens@hbj.udl.cat
Cita del artículo: Recasens J, Conesa JA, Juárez-Escario A (2020). Las invasiones vegetales en sistemas agrícolas.
Retrospectiva de los últimos 40 años en Cataluña. ITEA-Información Técnica Económica Agraria 116(3): 190-211.
https://doi.org/10.12706/itea.2019.020

Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 191
Introducción
En las últimas décadas, el fenómeno de las in-
vasiones biológicas ha tomado gran noto-
riedad tanto desde el punto de vista ecoló-
gico como social. No en vano, se considera
como uno de los principales elementos trans-
formadores de las comunidades biológicas,
alterando hábitats y amenazando la super-
vivencia de especies nativas (Pyšek et al.,
2009). Aunque el impacto y costes del control
de especies vegetales exóticas en sistemas
agrícolas resulta mayor que en cualquier otro
escenario, ha recibido un menor interés que
el causado en sistemas naturales o semina-
turales (Daehler, 1998). De hecho, existe una
visión dual en la definición de especie inva-
sora. Para algunos autores (Richardson et al.,
2000; Pyšek et al., 2004) la definición excluye
cualquier alusión al “impacto” causado, y se
centra exclusivamente en criterios ecológicos
y biogeográficos. Por el contrario, la defini-
ción dada por diversas organizaciones inter-
nacionales (IUCN, Convention on Biological
Diversity, World Trade Conservation) asumen
de forma explícita el impacto causado por
esas especies en la economía, el medio am-
biente y en la salud (IUCN, 2000). Además, se-
gún Clements et al. (2004), los procesos de in-
vasión en paisajes agrícolas por parte de
especies que expanden su área geográfica, es
un proceso continuo donde puede aplicarse,
al igual que en sistemas naturales, la teoría
ecológica de las especies invasoras.
No debemos olvidar que los sistemas agríco-
las son una de las vías preferentes de intro-
ducción de especies exóticas. Según Pyšek et
al. (2009) un 63 % de las especies vasculares
naturalizadas en Europa lo han sido a través
de introducciones voluntarias, siendo un 58
% a partir de su llegada como ornamentales
o cultivos de interés hortícola y el 5 % res-
tante como contaminantes de semillas. Por
ello, los sistemas agrícolas constituyen uno de
los escenarios más favorables, sino el más
importante, para la introducción y persisten -
cia de especies vegetales exóticas.
A nivel europeo, la zona mediterránea es la
que ha mostrado, en las últimas décadas, un
mayor y drástico cambio a nivel de paisaje
agrícola. La conversión de zonas de secano
en regadío ha permitido incrementar los ni-
veles de humedad del suelo y la disponibili-
dad de nutrientes y, con ello, contribuir a un
importante cambio en la composición de las
comunidades arvenses (Juárez-Escario et al.,
2013). En Cataluña, los nuevos planes de re-
gadío implementados en las dos últimas dé-
cadas, no sólo han permitido incrementar la
superficie de cultivo sino también su intensi-
ficación. En un estudio reciente, Juárez-Es-
cario et al. (2018) describen cómo el manejo
de los campos de maíz y frutales de regadío
en los últimos 20 años ha influido en la com-
posición y tipos funcionales de las comuni-
dades arvenses, y cómo dichos cambios han
beneficiado a ciertas especies exóticas en de-
trimento de la flora arvense nativa. Dado
que los sistemas agrícolas constituyen esce-
narios altamente sensibles a la invasibilidad
realizamos en este artículo un análisis, tanto
desde el punto de vista ecológico como le-
gislativo, de los casos registrados en los últi-
mos 40 años en distintos cultivos de Cataluña.
gies to which these species have shown better adaptation are exposed. The main agricultural scenarios
that are defined are: rice fields, corn fields and other annual irrigated crops, alfalfa fields and irrigated
orchards. It also includes the different existing legislative rules in this regard at the level of Catalonia, ex-
posing critically, the differences in criteria used among the alert lists published at European, national and
regional level, with respect to the species that constitute a problem or threat in the farmlands.
Keywords: Exotic weeds, crops, ecology, legislation, impact.

192 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211
Implicaciones agronómicas
Los agroecosistemas constituyen hábitats fa-
vorables a la presencia de flora exótica (Vilà
et al., 2004; Pyšek et al., 2009) pudiendo ésta
ejercer un elevado impacto tanto a nivel eco-
nómico como agronómico. Debido al aumen -
to del comercio internacional de semillas y
productos agrícolas, este proceso se ha visto,
en las últimas décadas, incrementado de
forma significativa y constituye un claro ex-
ponente del cambio climático, al favorecer la
naturalización de muchas especies de origen
tropical (Sanz-Elorza et al., 2004). En cuanto
a impacto económico, y a modo de ejemplo,
sólo en Estados Unidos las pérdidas ocasio-
nadas por la presencia de flora invasora en
sistemas agrícolas se han estimado en 27.000
millones de dólares anuales (Pimentel et al.,
2005), teniendo en cuenta tanto la disminu-
ción del rendimiento de las cosechas como
los costes de control implementados. A este
impacto económico causado por las especies
invasoras, podemos sumar los impactos am-
bientales que representan las medidas de
control como la aplicación de herbicidas (Vilà
et al., 2004) o el impacto que dichas especies
pueden tener sobre las comunidades natu-
rales incluidas en la matriz de los agroeco-
sistemas (Juárez-Escario et al., 2016). A su
vez, la presencia de malas hierbas invasoras
puede provocar una reducción en los recur-
sos genéticos de la flora nativa (Pál, 2004), la
formación de nuevos ecotipos mediante la hi-
bridación con especies nativas, o producir una
disrupción de la estructura de las comunida-
des arvenses autóctonas (Protopopova et al.,
2006). Como resultado del dominio de las
especies exóticas, se puede favorecer la ho-
mogeneización de las comunidades arvenses
con el impacto negativo que puede suponer
en los servicios ecosistémicos que éstas pro-
veen (Juárez-Escario et al., 2018).
Ecología de las invasiones en el marco
de los agroecosistemas
En todo proceso de invasión biológica existen
una serie de etapas clave (Richardson et al.,
2000). Para que una especie alóctona deven -
ga invasora, primero debe ser introducida en
un nuevo hábitat mediada por la actividad
antrópica. En los hábitats agrícolas, las prin-
cipales vías de introducción involuntaria de
especies exóticas son la contaminación de
lotes de semillas no certificados, la dispersión
mediada por el manejo del propio cultivo
(p.e. a través de la maquinaria agrícola) o la
dispersión involuntaria de especies con inte-
rés ornamental o forrajero (Sanz-Elorza et al.,
2009). Si una especie está presente de forma
esporádica o casual, pero sin haberse estable-
cido aún, se le denomina adventicia. Si, por el
contrario, ha establecido poblaciones, ello im-
plica que es capaz de reproducirse y formar co-
lonias autoperpetuantes, en un proceso defi-
nido como colonización. Finalmente, si la
especie colonizadora es capaz de dispersarse
y generar por sí misma nuevas poblaciones y
superar una serie de filtros ambientales, se le
denomina, en ecología, como especie natura-
lizada, y desde el punto de vista de los impac -
tos que provocan, se le califica como especie
invasora (Richardson et al., 2000).
Una vez que una especie exótica se ha intro-
ducido en un hábitat concreto, el éxito en es-
tablecer poblaciones estables a partir de las
cuales poder dispersarse depende de los si-
guientes factores: a) las características in-
trínsecas de la especie para llevar a cabo este
ciclo de forma exitosa (lo que se ha denomi-
nado capacidad invasora); b) la propia sus-
ceptibilidad de los hábitats a ser colonizados
por dichas especies (invasibilidad del hábitat,
que engloba tanto las características climáti-
cas de la región hospedadora como las par-
ticularidades ambientales del hábitat hospe-
dador), y c) factores tales como el tiempo de
residencia de la especie o la presión de lle-
gada de propágulos ejercida (Richardson y
Pyšek, 2006).

La capacidad invasora de las especies viene
definida por la posesión de una serie de atri-
butos que les confieren una ventaja adapta-
tiva en el medio donde se instalan. Atributos
tanto vegetativos como reproductivos rela-
cionados con la adquisición y almacenamien to
de recursos y con la capacidad de coloniza-
ción. En el caso de sistemas agrícolas, particu -
larmente los de regadío, se han descrito para
especies vegetales y como atributos relacio-
nados con una mayor capacidad invasora las
formas biológicas graminoides, la fotosínte-
sis C4, la clonalidad y la hidrocoria (Juárez-Es-
cario et al., 2013), si bien otros atributos, co -
mo la producción de un elevado número de
semillas y su elevada viabilidad también es-
tán detrás de su éxito invasor (Recasens y Co -
nesa, 2003). En los agroecosistemas, la selec-
ción de dichos atributos está ligada al manejo
que se lleva a cabo en los cultivos. Prácticas
como la realización de labores o siegas su-
ponen importantes perturbaciones, que ejer-
cen una fuerte presión de selección sobre las
especies de malas hierbas. A su vez, la aplica-
ción de herbicidas añade aún mayor presión
de selección sobre la flora arvense, llegando
a favorecer incluso la aparición de biotipos re-
sistentes a herbicidas.
En hábitats fértiles, ricos en nutrientes y so-
metidos a perturbaciones periódicas, el éxito
de las especies exóticas se ha relacionado
con atributos funcionales diferentes de aque-
llos que dominan entre las comunidades lo-
cales y que les permiten una preadaptación
al medio y un crecimiento y dispersión rápi-
dos (Hejda y de Bello, 2013).
En cuanto a la invasibilidad de los hábitats, la
susceptibilidad a ser colonizados por especies
invasoras se puede definir en términos del ni-
vel de perturbaciones que soportan y la dis-
ponibilidad de nutrientes (Pyšek et al., 2010).
Un ecosistema sometido a perturbaciones
periódicas dispone de nuevos nichos donde el
nivel de competencia interespecífica es muy
bajo y la disponibilidad de nutrientes es ele-
vada (Shea y Chesson, 2002) lo que genera
oportunidades para la entrada y naturaliza-
ción de especies exóticas. A su vez, en estos
escenarios, la posibilidad de éxito de las es-
pecies exóticas es mayor si son capaces de
aprovechar el incremento de dichos recursos
de manera más efectiva que las especies na-
tivas (Davis et al., 2000).
Otro factor relevante en los procesos de in-
vasión lo constituye la presión de propágulos,
es decir la cantidad de efectivos que se intro-
ducen en un momento y hábitat concretos,
así como el número de eventos de introduc-
ción. Una presión de propágulos sostenida en
el tiempo influye notablemente en el poten -
cial establecimiento de una planta exótica
(Richardson y Pyšek, 2006). En dicho proceso
también entran en juego los patrones espacia-
les, ya que los hábitats conectados o cercanos
a la fuente de invasión son los más propen -
sos a recibir una mayor presión de propágu-
los de especies exóticas. En ambientes agrí-
colas, dicha presión está intensificada por la
actividad humana, a través de la maquinaria
agrícola o el riego por inundación. Estas ca-
racterísticas del manejo agrícola suponen
que la escala espacial y temporal donde la pre-
sión de propágulos es más efectiva sea mucho
mayor que en hábitats naturales, lo que au-
menta la probabilidad de una expansión rá-
pida y eficaz de las especies introducidas.
Procesos de invasión más singulares
registrados en los sistemas agrícolas
de Cataluña
Haciendo una retrospectiva de los principales
casos de invasiones vegetales habidas en los
sistemas agrícolas en Cataluña, podemos cons-
tatar que éstas han tenido lugar en diferentes
tipologías de cultivos de acuerdo a unas pau-
tas concretas de manejo en cada uno de ellos.
Por ello los casos de éxito en cuanto a pre-
sencia y expansión de ciertas especies deben
relacionarse tanto con atributos biológicos de
Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 193

194 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211
las especies como en su adaptabilidad a las
pautas de manejo que rigen en esos cultivos.
Las cuatro tipologías de escenarios agrícolas
propuestos son: a) campos de arroz; b) campos
de maíz y otros cultivos anuales de regadío; c)
alfalfa y otros cultivos forrajeros y d) cultivos
leñosos de regadío. Aparte de la perturbación
implícita al propio manejo del cultivo, existe
un denominador común en todos ellos que
define su invasibilidad, como es la estaciona-
lidad estival y la presencia de riego. Estos dos
factores combinados con los atributos de las
especies y su adaptación al manejo favorecen
los casos de invasión.
A continuación, se exponen, para cada tipolo-
gía de cultivo propuesto, los principales casos
de invasiones vegetales registrados y las causas
que han favorecido la entrada y expansión de
esas malas hierbas exóticas invasoras.
Campos de arroz
La flora arvense de los campos de arroz se co-
rresponde con unos rasgos biológicos y eco-
lógicos característicos relacionados con las sin-
gulares características del hábitat y su manejo.
La hidrofilia resulta una premisa esencial para
la subsistencia de las especies arven ses en este
cultivo, pero no resulta una limitación. A su
vez, el monocultivo constituye una práctica
tan recurrente que ha favorecido no solo la
persistencia de infestaciones, ya conocidas
desde antaño, sino la expansión de otras pro-
cedentes de áreas cálidas del continente asiá-
tico o americano. La importación de lotes de
grano de arroz sin un control de certificación
o cuarentena previo, ha constituido la princi -
pal vía de introducción de estas especies (Re-
casens y Conesa, 2003). Podemos citar, como
casos más relevantes registrados en las últi-
mas décadas, las especies de los géneros Lep-
tochloa, Leersia y Heteranthera. Todas ellas
vienen a mostrar no solo los rasgos propios
adaptativos a ambientes de alta humedad,
sino también la importante presión de diás-
poras que tiene lugar dada su alta fecundi-
dad y fácil dispersión.
El género Leptochloa (figura 1) incluye las su-
bespecies Leptochloa fusca subsp. uninervia y
L. fusca subsp. fascicularis. Aunque detectadas
ya en la década de los años 90, su presencia se
generalizó en todas las zonas arroceras de Es-
paña a partir del año 2000, alcanzando una
singular importancia en Extremadura y Valen -
cia (Osca, 2013). Ambas subespecies muestran
una fenología singular, pudiendo desa rrollar
de forma continua nuevos hijuelos a lo largo
de todo el periodo vegetativo. Esta plastici-
dad fenológica garantiza una continua fe-
cundidad. Dentro de cada zona arrocera, las
posibilidades de expansión entre campos se
deben a los métodos de riego, la circulación
de agua y el desplazamiento de maquinaria.
El año 2006 se declaró oficialmente su pre-
sencia en el Delta del Ebro (DOGC 4671, de 7
de julio de 2006) (DOGC, 2006a) y desde en-
tonces se llevan a cabo en esa zona tareas
para su contención, proceso que ha permiti -
do que ese problema en los arrozales del
Delta sea menor que en otras zonas arroce-
ras de España.
Figura 1. Leptochloa fusca subsp. fascicularis.
Figure 1. Leptochloa fusca subsp. fascicularis.

Otro caso que ha mostrado una rápida ex pan -
sión en campos de arroz lo constituye Leersia
oryzoides. Esta especie es una gramínea plu-
rianual, nativa de zonas templadas y tropi-
cales, y extendida por ambientes húmedos de
zonas cálidas de Europa. Durante su ciclo, la
planta emite unos rizomas subterráneos que
le permiten rebrotar en primavera. La especie
fue observada por primera vez en España en
los márgenes de campos de arroz de la zona
de Pals (Girona) (Vilà, 1997). En 2004 se cita su
presencia como especie rara en los arrozales
de la Albufera de Valencia (Carretero, 2004).
Tras los primeros casos detectados como es-
pecie infestante en el Delta del Ebro en 2006,
el Servicio de Sanidad Vegetal de la Genera-
litat de Cataluña establece una Orden decla-
rando oficialmente su presencia (DOGC 4671,
del 7 de julio de 2006) (DOGC, 2006a).
Otro caso singular acaecido en campos de
arroz, en la década de los años 90 es la presen -
cia de las especies Heteranthera reniformis y H.
limosa. Ambos casos se detectaron inicial-
mente en Aragón (Zaragoza et al., 1993; Co-
nesa y Sanz-Elorza, 1998). Ambas especies son
originarias de zonas húmedas tropicales y sub-
tropicales de América del Sur. Se observó en el
Delta del Ebro pocos años después, pero al ser
su presencia muy extendida no se incluyó la es-
pecie en la Orden antes citada (DOGC 4671, de
7 de julio de 2006) (DOGC, 2006a).
Campos de maíz
La comercialización e importación de grano
de diferentes áreas geográficas y las limita-
ciones de control en destino han permitido la
expansión de ciertas especies infestantes que
han devenido invasoras en campos de maíz.
El ciclo estival del cultivo, su necesidad de re-
gadío, el incremento de superficies cultivadas
e incluso, en algunos casos, el monocultivo,
han creado un escenario favorable a la ins-
talación, persistencia y expansión de especies
exóticas. La persistencia y estabilidad de es-
pecies con unos rasgos funcionales específi-
cos responde precisamente a la selección de
especies funcionalmente similares al propio
cultivo. Entre estos atributos sobresalen la to-
lerancia a altos niveles de nitrofilia, metabo-
lismo C4 y altas tasas fotosintéticas (Juárez-
Escario et al., 2018), a los que podemos añadir
una alta fecundidad y persistencia de las se-
millas en el suelo (Recasens y Conesa, 2003).
No obstante la presencia de especies exóticas
en este cultivo no siempre ha devenido en in-
vasiones. En Cataluña se han citado casos de
especies como Sida spinosa, Cassia obtusifo-
lia o Sesbania exaltata (Recasens y Conesa,
1995) que, al no haber sido observadas de
nuevo, apenas han pasado de una presencia
puntual o efímera. Encontramos otro grupo
de especies que han mostrado cierto prota-
gonismo a nivel local, como Ipomoea purpu-
rea, Bidens frondosa u Oxalis latifolia, pero
su presencia está restringida –por el momen -
to– a unos pocos campos. Esta desigual ex-
pansión de unas y otras especies constituye
un paradigma ecológico que debe encontrar
explicación en los atributos intrínsecos que
definen la adaptabilidad de estas especies a
un nuevo hábitat, y en concreto al manejo
imperante en el cultivo.
De los distintos casos habidos en campos de
maíz de Cataluña, algunos de ellos merecen
una especial mención. En la década de los
años 80 se detecta la presencia de Abutilon
theophrasti (figura 2) en campos de maíz del
Pla d’Urgell (Lleida). Su gran expansión se vio
favorecida por dos causas principales. Por un
lado, su alta tolerancia a la nitrofilia, favore -
ciendo un gran vigor y unas altas tasas de fe-
cundidad (Recasens et al., 2005). A su vez, la
alta persistencia de las semillas en el suelo
constituyó una garantía de supervivencia
para la especie. Por otro lado, esa expansión
por el territorio fue coincidente con la au-
sencia de materias activas herbicidas que fue-
sen eficaces para su control. Ese lapso de
cerca de 10 años permitió convertir a esa es-
Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 195

196 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211
pecie en una de las más problemáticas hoy en
día en nuestros campos de maíz. El volumen
total de pérdidas causadas por la competen-
cia de esta especie con el maíz, estimado
para un periodo de 26 años (1980-2005) en la
comarca del Pla d’Urgell (Lleida) es de
4.040.000 €, y los costes de llevar a cabo mé-
todos de control químico para ese periodo de
tiempo se han estimado en 2.918.000 €(Re-
casens et al., 2007).
La problemática causada por A. theophrasti,
constituyó un serio y grave precedente. Los
siguientes casos detectados en maíz en Ca-
taluña, y que han alcanzado notoriedad, han
comportado actuaciones concretas por parte
del Servicio de Sanidad Vegetal de Cataluña.
Uno de ellos es el protagonizado por la cu-
curbitácea Sicyos angulatus (figura 3). Esta es-
pecie se detectó por primera vez en 2002
como mala hierba en campos de maíz tam-
bién del Pla d’Urgell (Lleida), llegando a es-
tar presente, al cabo de dos años, en diez ex-
plotaciones distintas. Ante los precedentes
sobre la nocividad de esta especie en otros
países y el hecho de estar incluida en la Lista
de Alerta de la EPPO en 2005, se establecie-
ron protocolos para su contención (Taberner
y Sans, 2005). En 2005 se publica una Orden
a nivel autonómico (DOGC núm 4315, de 3
febrero 2005) (DOGC, 2005) por la que se de -
clara la presencia de Sicyos angulatus y se es-
tablecen las medidas de lucha contra ella. A
los 10 años de inicio del programa de erra-
dicación, la especie se encontraba confinada
en un solo campo y con una presencia redu-
cida a menos de diez ejemplares.
Otro de los casos registrados en campos de
maíz de Cataluña y Aragón, a partir del año
2014, ha sido el “teosinte” (figura 4). Con es -
te término se denominan aquellos ejempla-
Figura 2. Abutilon theophrasti.
Figure 2. Abutilon theophrasti.

Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 197
Figura 3. Sicyos angulatus.
Figure 3. Sicyos angulatus.
Figura 4. Ejemplares de “teosinte”.
Figure 4. “Teosinte” specimens.

198 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211
res observados y que muestran características
híbridas entre el maíz y su ancestro, el au-
téntico teosinte (Zea mays subsp. parviglumis
y Zea mays subsp. mexicana) constituyendo,
parece ser, un grupo genético distinto (Díaz
et al., 2019). El auténtico teosinte apareció
hace 8.000 años y de él derivan los cultivares
actuales del maíz después de miles de años
de selección. Los ejemplares observados en el
Valle del Ebro corresponden a plantas anua-
les de mayor altura que el propio maíz. Su
principal característica vegetativa es su tallo
ramificado, que puede producir numerosas
mazorcas en cada ramificación. Estas mazor-
cas son muy delgadas y ramificadas, con un
grano de aspecto muy distinto al del maíz. La
relevancia de las infestaciones de este “teo-
sinte” trasciende a la problemática de su con -
trol; al tratarse de una planta emparentada
con el maíz se pueden producir híbridos na-
turales con éste y originar una alta hetero-
geneidad en la descendencia (Pardo et al.,
2015; Díaz et al., 2019). Los Servicios de Sa-
nidad Vegetal de Aragón y Cataluña llevan
varias campañas tomando serias medidas fi-
tosanitarias cautelares de obligado cumpli-
miento. Tras cinco años después de su detec-
ción, las observaciones de campo parecen
indicar que la especie va en regresión. Este
no es un hecho casual. La diferencia respecto
a otros casos citados anteriormente se debe
a la nula posibilidad de la población de “te-
osinte” de poder naturalizarse en ambientes
ruderales, fuera de los campos de maíz. Su
alta dependencia del manejo que se esta-
blece en el campo y su relativa corta super-
vivencia del banco de semillas ha permitido
confinar el problema en un cultivo concreto
y en un área geográfica también concreta.
Desde hace pocos años, un nuevo caso pro-
blemático se ha registrado en campos de maíz
de Cataluña y en la parte oriental de Aragón.
Se trata de Amaranthus palmeri (figura 5), es-
pecie originaria del extremo sur-occidental
de Estados Unidos, donde infesta campos de
algodón, maíz y soja. A. palmeri es una plan -
ta dioica, que puede alcanzar entre 1,5 y 2,5
metros y muestra unas largas inflorescencias
terminales que acaban arqueándose por su
peso. Los pies femeninos, pueden llegar a mos-
trar una fecundidad superior a las 250.000 se-
millas por planta (Sellers et al., 2003) y con una
viabilidad de hasta 12 años. En 2007 se de-
tectó una población estable en los márgenes
de un campo de maíz y en ambientes rude-
rales y viarios próximos a la ciudad de Lleida
(Recasens y Conesa, 2011). En 2017 se encon -
traron varios campos de maíz de Lleida y
Huesca infestados por esta especie (Recasens
et al., 2017). A este problema hay que añadir
su potencial capacidad de desarrollar bioti-
pos resistentes a diferentes grupos de herbi-
cidas. A nivel europeo, y des de 2014, está in-
cluida dentro de la EPPO Alert List (EPPO,
2019). Su vigorosidad, alta fecundidad y rá-
pida expansión definen un nuevo y alarmante
caso de mala hierba invasora. Los Servicios de
Sanidad Vegetal de Cataluña y Aragón están
adecuando medidas para su contención. Pre-
cisamente, de forma reciente, se ha publica -
do una Orden a nivel autonómi co (DOGC núm
7959, de 13 septiembre 2019) (DOGC, 2019) por
la que se declara la existen cia de Amaranthus
palmeri y se califica de utilidad pública la lu-
cha contra ella.
Campos de alfalfa
El riego y la recurrencia de la siega a lo largo
de la campaña condicionan el hábito y la
adaptabilidad de las especies infestantes en
campos de alfalfa. La capacidad de rebrote
mediante la formación de nuevos hijuelos
–como en el caso de gramíneas– o la regene -
ración de la planta partir de yemas basales
tras la fragmentación del tallo –caso de he-
micriptófitos– resulta una estrategia exitosa.
Como ejemplos de gramíneas podemos citar
dos especies, Panicum dichotomiflorum (fi-
gura 6) y Eleusine indica (figura 7), que aun
siendo de ciclo anual, pueden adaptarse con
éxito al manejo imperante en el cultivo dada

Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 199
Figura 5. Amaranthus palmeri.
Figure 5. Amaranthus palmeri.
Figura 6. Panicum dichotomiflorum.
Figure 6. Panicum dichotomiflorum.
Figura 8. Aster squamatus.
Figure 8. Aster squamatus.
Figura 7. Eleusine indica.
Figure 7. Eleusine indica.

200 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211
su alta capacidad de regeneración de hijue-
los a partir de yemas intravaginales. Ambas
especies muestran metabolismo C4, por lo
que su presencia está restringida al periodo
comprendido entre junio y octubre. Su adap-
tación a éste y otros cultivos de regadío, les
permite mostrar diferente arquitectura ve-
getativa. Ante un manejo definido por siegas
frecuentes muestran un recurrente y activo
desarrollo de hijuelos que alcanzan la flora-
ción en pocos días, garantizando la produc-
ción de semillas de forma continua. Ambas
especies aparecen también en frutales de re-
gadío, donde suele ser recurrente el pase de
picadora por las calles.
Otro caso singular lo constituye Aster squa-
matus (figura 8) una asterácea de origen ame-
ricano de gran porte que dada su capacidad
de regenerar yemas a partir de la parte basal
del tallo muestra una alta adaptación a siste-
mas agrícolas con perturbación por segadora
(p.e. campos de alfalfa) o mediante picadora
(p.e. frutales o viñedos). El hándicap de su
presencia lo constituye la lignificación de la
base del tallo a lo largo de los años, que no
solo resulta persistente sino además muy vi-
gorosa, facilitando la regeneración de nuevas
yemas y, por ende, nuevas ramificaciones.
Ade más, aquellos ejemplares que llegan a
florecer, permiten dispersar sus pequeños
aquenios mediante procesos de anemocoria,
favoreciendo nuevas germinaciones en un sis-
tema donde los recursos por agua y nutrien -
tes no son limitantes. Estando ya la planta
desarrollada su sensibilidad a los posibles tra-
tamientos herbicidas es prácticamente nula, y
más aún si la planta ha lignificado su base al
llevar dos o más años instalada.
Cultivos leñosos de regadío
En los campos de frutales de regadío el dis-
tinto manejo que se lleva a cabo permite al-
bergar unas u otras especies de malas hierbas.
Uno de los principales factores lo constituye
el tipo de riego. Tanto en campos con riego
por inundación como por riego por goteo, el
manejo de la vegetación bajo la línea del
cultivo suele realizarse mediante la aplicación
de herbicidas. Este hecho ha constituido, en
las últimas décadas, un cambio significativo
en el manejo de la vegetación. Tradicional-
mente, el manejo se realizaba mediante se-
gadoras de discos tanto en la calle como bajo
la línea; en la actualidad se ha generalizado
el pase de picadora, permitiendo un corte
más bajo y eficaz, combinado con aplicacio-
nes de herbicidas bajo la línea del cultivo.
Precisamente, la frecuencia del pase de pica-
dora define el tipo de intervención mecáni -
ca y la vegetación que allí se instala. En aque-
llos casos donde existe riego por inundación
se favorecen unas condiciones de alta hu-
medad, que junto al tipo manejo de la cu-
bierta, permiten albergar especies de hábito
anual o de tipo hemicriptófito capaces de
regenerarse a partir de yemas ubicadas a ni-
vel del suelo. Ciertas gramíneas con dichos
atributos biológicos han encontrado, en las
últimas décadas, un escenario adecuado para
su instalación y persistencia. Como ejemplos
de anuales citamos P. dichotomiflorum y E. in-
dica; como ejemplos de hemicriptófitos des-
tacan: Bromus catharticus, Paspalum dilata-
tum y Sporobolus indicus. Las tres con distinto
origen: América del Sur, América del Norte y
Sur de Asia, respectivamente. Se desconoce las
causas de su introducción, pero en el caso de
las dos primeras parecen tratarse de especies
introducidas como cultivos forrajeros o para su
uso como cubierta vegetal. P. dilatatum se
cultiva también como césped ornamental.
Las aplicaciones herbicidas realizadas bajo la
línea del cultivo, especialmente en campos
con riego por goteo, ha creado un nuevo es-
cenario para la vegetación herbácea. La di-
ferente sensibilidad de la flora allí presente
a los herbicidas que suelen aplicarse, espe-
cialmente glifosato, ha favorecido la selección
de ciertas especies en detrimento de otras.
Uno de los casos más relevantes lo constitu-
yen Conyza bonariensis (figura 9). Esta espe-
cie, originaria de América del Sur, es un claro
ejemplo de cambio en su estrategia evolutiva

Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 201
como planta invasora. Su expansión por sis-
temas agrícolas y ambientes ruderales ha te-
nido lugar varias décadas después de su in-
troducción (Recasens y Conesa, 2003). Es a
par tir de los años 90 cuando su presencia se
ha visto generalizada. La continua y exitosa
dispersión de aquenios por el viento garan-
tiza la expansión de la población, pudiendo
instalarse en sistemas donde no hay laboreo
del suelo y facilitar su germinación superfi-
cial. Los espacios bajo la línea de frutales o vi-
ñedos, que suelen ser tratados con herbici-
das, son escenarios muy favorables a acoger
la presencia de estas especies. C. bonariensis
muestra tanto emergencias otoñales como de
primavera, y en cada estación dentro de un
amplio gradiente de semanas (especialmente
entre marzo y mayo). Este escalonamiento de
las emergencias permite esquivar el efecto de
las aplicaciones herbicidas. Por otra parte, una
vez que la planta alcanza el tamaño de roseta
disminuye mucho su sensibilidad y las aplica-
ciones resultan de muy baja eficacia. Por úl-
timo, la presión de selección impuesta por la
reiteración en el uso de un mismo tipo de
herbicida ha conllevado la aparición de bioti-
pos resistentes. Se conocen, para C. bonarien-
sis, casos de resistencia a glifosato en frutales
en Aragón (Langa et al., 2015).
Entorno legislativo
La gestión de las especies exóticas en Cataluña
se halla regulada mediante niveles legislativos:
el comunitario, el estatal y el autonómico.
A nivel comunitario el documento normativo
es el Reglamento 1143/2014 del Parlamento
Europeo y del Consejo, de 22 de octubre de
Figura 9. Conyza bonariensis.
Figure 9. Conyza bonariensis.

2014 (DOUE, 2014) sobre la prevención y la
gestión de la introducción y propagación de
especies exóticas invasoras. Este reglamento
permite, mediante actos de ejecución, ela-
borar listas de especies exóticas actualizadas
que son preocupantes para la Unión Euro-
pea. Hasta el momento son dos las publica-
das: reglamentos de ejecución 2016/1141, de
13 de julio, y 2017/1263, de 12 de julio (DOUE,
2016; DOUE, 2017). A nivel estatal la gestión
de las especies exóticas invasoras está me-
diada por el Real Decreto 630/2013, de 2 de
agosto (BOE, 2013), que regula el Catálogo
Español de Especies Exóticas Invasoras (Ley
42/2007 de Patrimonio Natural y de la Biodi-
versidad) (BOE, 2007), junto con la Sentencia
de 16 de marzo de 2016 del Tribunal Su-
premo, que anula algunos extremos del Real
Decreto anterior (BOE, 2016). Ambas nor-
mativas establecen listados de especies inva-
soras en base a criterios diferentes, siendo la
norma estatal la que recoge un mayor nú-
mero de ellas.
Desde el punto de vista legislativo, tanto a ni-
vel europeo como nacional, las invasiones
producidas por especies vegetales en los sis-
temas agrícolas han tenido una considera-
ción desigual respecto a las protagonizadas
por plagas de insectos o patógenos. Dentro
de la Directiva Europea 2000/29/CE (DOCE,
2000) para la prevención de la introducción
de organismos nocivos para los vegetales o
productos vegetales, se incluía un largo lista -
do de insectos, ácaros, nematodos, hongos y
virus. Tan solo incorporaba el género vegetal
Arceuthobium, para las especies no euro-
peas, aunque lo era por su carácter parásito.
Ninguna especie vegetal con aptitud como
mala hierba se incluía en ese listado de or-
ganismos nocivos para los cultivos.
Por otra parte, el catálogo español de especies
exóticas invasoras (BOE, 2013), elabora do a
partir de las bases establecidas en el derogado
Real Decreto 1628/2011 de 12 de diciembre
(BOE, 2011), en su preámbulo especificaba:
La introducción de especies invasoras puede
ocasionar graves perjuicios a la economía,
especialmente a la producción agrícola, ga-
nadera y forestal, e incluso a la salud públi -
ca. Sin embargo, la inclusión de los sistemas
agrícolas como escenarios susceptibles a la in-
vasión, no se ha visto reflejada en la definición
de especie exótica invasora que se da más
adelante en ese mismo decreto: Especie exó-
tica es aquella que se introduce o establece
en un ecosistema o hábitat natural o semina -
tural, y que es un agente de cambio y ame-
naza para la diversidad biológica nativa, ya
sea por su comportamiento invasor, o por el
riesgo de contaminación genética. A su vez,
si miramos la lista de especies vegetales in-
cluidas como invasoras en el Real Decreto de
630/2013 (BOE, 2013) la gran mayoría de ellas
corresponden a especies arbóreas y arbusti-
vas presentes en sistemas naturales, y el área
de prevención de su presencia, corresponde
en la mayoría de casos, a territorios insulares
(Baleares y Canarias). Resulta por tanto pa-
radigmático que se exponga el riesgo para la
agricultura de la presencia de especies inva-
soras y no se incluya ninguna especie de mala
hierba exótica que muestre, o haya mostra -
do, riesgo de invasión.
Podríamos pensar que estas especies están re-
cogidas en la Ley 43/2002 de Sanidad Vege-
tal (BOE, 2002) y que por lo tanto es ésta y no
aquélla la norma legal que regula su presen -
cia. La ley de Sanidad Vegetal creó un marco
legal apropiado para la defensa de vegetales
y de productos vegetales contra los daños
producidos por plagas. Hace mención a la
necesidad de evitar la introducción de orga-
nismos de cuarentena y a otros aspectos re-
lacionados con la defensa fitosanitaria. Sin
embargo, tampoco hace una mención expre -
sa a la tipología de organismos ni ha sido
desa rrollada de forma detallada por ninguna
normativa que incluya a las malas hierbas
exóticas invasoras. Es evidente que nos encon -
tramos ante un enfoque planteado más
202 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211

Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 203
como un problema medioambiental que
agronómico. Ello ha llevado, a una situación
de cierto vacío legislativo en materia de pre-
vención y de actuación frente a la presencia
de especies vegetales alóctonas que han mos-
trado una clara expansión como malas hier-
bas en nuestros cultivos.
En Cataluña, además de aquellos marcos nor-
mativos comunitario y estatal es también de
aplicación la normativa autonómica propia
que se concreta en el Decreto 137/2014, de 7
de octubre (DOGC, 2014) sobre medidas para
evitar la introducción y propagación de orga-
nismos nocivos especialmente peligrosos para
los vegetales y productos vegetales, que de-
roga uno anterior (Decreto 6/1985, de 14 de
enero) (DOGC, 1985). Este Decreto 137/2014,
no es solo el instrumento jurídico para decla-
rar oficialmente un organismo nocivo, sino
que además es la vía para dar a conocer nue-
vos focos expansivos de especies nocivas y las
zonas demarcadas dentro de las cuales es pre-
ceptivo aplicar las medidas que se dicten. El
Decreto también define los organismos noci-
vos para los vegetales como aquellos: a) de
cualquier especie que sea identificada por la
normativa europea; b) se hallen incluidos en
alguna de las decisiones comunitarias sobre
medidas de emergencia y/o control; c) aque-
llos que se hallen determinados en las listas de
alerta de la Organización Europa y Medite-
rránea para la Protección de las Plantas (OEPP-
EPPO), y d) todos aquellos otros que, siendo
detectados en el territorio catalán por el de-
partamento competente en materia de sani-
dad vegetal y con una base científica sólida, dé
lugar a la adopción de medidas cautelares
para evitar que pueda producir perjuicios eco-
nómicos o medioambientales. El órgano com-
petente es actualmente la Direcció General
d’Agricultura i Ramaderia.
Listas de alerta y catálogos
de especies exóticas
En Cataluña además de los textos normativos
y como complemento en la detección de es-
pecies exóticas y la toma de decisiones, exis-
ten y se usan documentos científico-técnicos
que aportan catálogos o listados de especies
exóticas con valoraciones en base a su natu-
ralización y agresividad.
En este sentido, la Organización Europea y
Mediterránea para la Protección de las Plan-
tas –EPPO– (EPPO, 2019) tiene sus listas A1 (or-
ganismos de cuarentena no presentes en el
ámbito de la EPPO) y A2 (aquellos presentes
en alguna zona del territorio) que se actuali-
zan frecuentemente y que conviene conocer.
Las listas A1 y A2 de la EPPO tienen carácter
consultivo, por lo que no todos los organis-
mos incluidos en ellas están considerados ofi-
cialmente como de cuarentena en la Directiva
2000/29/CE (DOCE, 2000). Pero también posee
la lista de especies invasoras y la lista de alerta;
esta última consiste en una breve relación de
especies exóticas que representan un riesgo
para los estados miembros de la EPPO y que
además de generar una alerta preventiva
puedan ser utilizadas para establecer una
evaluación de análisis de riesgos. Esta lista de
alerta no es, de ningún modo, una lista de
cuarentena, pero es la que recoge el Decreto
137/2014 catalán (DOGC, 2014) como refe-
rencia para poder declarar oficialmente una
planta como organismo nocivo.
Por otro lado existe también el Sistema de In-
formación de Especies Exóticas de Cataluña.
Se trata de una base de datos sobre especies
exóticas en Cataluña que identifica y carac-
teriza todas las especies alóctonas de distin-
tos grupos de organismos. Forma parte del
proyecto EXOCAT (EXOCAT, 2019) en el que
colaboran El Centre de Recerca Ecològica i
Aplicacions Forestals (CREAF) y el Servei de
Biodiversitat i Protecció dels Animals de la
Generalitat de Catalunya. Esta base de datos

reúne la mayoría de la información sobre es-
pecies exóticas en cuanto a la distribución,
procedencia, vía de entrada y estado de in-
vasión o estatus en el territorio catalán. Para
las especies vegetales, algunas de esas citas
son antiguas y corresponden a especies que
no han logrado establecerse, pero las hay
que corresponden a introducciones muy re-
cientes que es necesario monitorizar para
evitar su establecimiento, expansión y peli-
grosidad. El documento también diferencia
las especies translocadas, es decir especies
autóctonas de algunas áreas de la Península
Ibérica pero que han sido introducidas en
territorios donde previamente no existían.
Estas especies pueden también provocar im-
pactos de carácter similar a los que generan
las especies exóticas en sentido amplio.
A través del Decreto 6/1985 (DOGC, 1985),
hoy derogado a partir del Decreto 137/2014
actualmente vigente (DOGC 2014), y como ya
se ha mencionado más arriba, se publicaron en
los años 2005 y 2006 diversas órdenes (DOGC,
2005, 2006a y 2006b) mediante las cuales se
declararon oficialmente organismos nocivos
–malas hierbas– en Cataluña a las especies
Sicyos angulatus, Leptochloa sp., Leersia ory-
zoides, Sagittaria sp. y Solanum carolinense.
Las declaraciones también establecían las me-
didas obligatorias de lucha. Para Amaran-
thus palmeri, la orden se ha publicado de
forma reciente (DOGC, 2019).
Análisis crítico de la inclusión de especies
arvenses en listas de nocividad
El amplio conjunto de datos generados a
partir de las listas oficiales de especies exóti-
cas invasoras y de las listas referentes a es-
pecies con potencial invasor y de peligrosidad
todavía desconocida, obliga a plantearnos:
¿hasta qué punto las listas oficiales recogen
todas las especies exóticas con potencial no-
civo para los cultivos? Como respuesta, ex-
ponemos una visión crítica al respecto com-
parando la información obtenida a partir de
nuestras observaciones con la información
aportada en esas listas.
En la tabla 1 se presentan las especies de ma las
hierbas exóticas que hallándose en Cataluña
son consideradas nocivas o potencialmente
nocivas. Estas especies se hallan reunidas en:
a) listas de especies exóticas invasoras preo-
cupantes para la Unión Europea (Regla-
mento UE 1143/2014) (DOUE, 2014); b) espe-
cies incluidas a nivel nacional en el RD 630/
2013) (BOE 2013); c) especies recogidas, a ni-
vel de Cataluña, en el DOGC (DOGC, 2005,
2006a y 2019) a través de órdenes de declara-
ción oficial de nocivas; d) especies incluidas en
las listas de la EPPO (EPPO, 2019), y e) especies
incluidas en la lista EXOCAT (EXOCAT, 2019).
Las especies que fueron declaradas oficial-
mente malas hierbas nocivas en Cataluña en
los años 2005 y 2006 (DOGC, 2005; 2006a y
2006b), no han desarrollado un grado de ame-
naza para los cultivos, a excepción de las es-
pecies de Leptochloa, que si bien son bas-
tante frecuentes en los campos de arroz del
Delta del Ebro, su nocividad es menor que la
que se ha detectado en otras zonas arroceras
de España. Asimismo, las medidas desarro-
lladas sobre Sicyos angulatus en los cultivos
de maíz (Taberner y Sans, 2005) han permi-
tido evitar no sólo su expansión sino incluso
establecer una eficaz contención. En este
sentido debe destacarse la celeridad con la
que actuó la Administración al divulgar la po-
tencial amenaza de esas especies al poco
tiempo de conocerse la introducción, así co -
mo el monitoreo posterior que se ha prolon -
gado más de diez años.
Por su parte Amaranthus palmeri viene reco-
gido en la lista de Alerta de EPPO (EPPO, 2019)
y en EXOCAT (EXOCAT, 2019) por su seria ame-
naza. Su presencia cada vez más frecuente y
abundante, requiere una declaración admi-
nistrativa como mala hierba invasora con el
fin de promover su contención y evitar su ex-
204 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211

Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 205
pansión. Los Servicios de Sanidad Vegetal de
Cataluña y Aragón han iniciado actuaciones
en ese sentido, habiéndose publicado, de
forma reciente, la correspondiente Orden en
Cataluña (DOGC, 2019). Por su parte la pre-
sencia de Bidens subalternans siendo más fre-
cuente en sistemas naturales –especialmente
en sistemas riparios– que en sistemas agríco-
las, debería ser motivo también de vigilancia.
Sin embargo, desde el punto de vista crítico
cabe también resaltar la escasa o nula trans-
ferencia de datos entre los responsables de
EXOCAT y la Conselleria de Agricultura y vi-
ceversa, puesto que se detecta que: a) especies
exóticas que han sido declaradas nocivas no
constan en los listados de EXOCAT o se incor-
poran tarde (casos de Solanum carolinense,
Leersia oryzoides, Leptochloa fusca subsp. fas-
Tabla 1. Especies vegetales, presentes en sistemas agrícolas de Cataluña, consideradas nocivas por su
potencial invasor, según diferentes fuentes: Reglamento Unión Europea (DOUE, 2014); Catálogo Español
(BOE, 2013); DOGC (2005, 2006a, 2006b, 2019), lista de alerta EPPO (2019) y lista EXOCAT (2019).
Table1. Plant species, present in agricultural systems of Catalonia, considered harmful due to their in-
vasive potential, according different sources: European Union Law (DOUE, 2014); Official State Gazette
(BOE, 2013); DOGC (2005, 2006a, 2006b, 2019), EPPO Alert List (2019) and EXOCAT list (2019).
DOUE BOE DOGC EPPO EXOCAT
Amaranthus palmeri ··XX
AXes
Ambrosia artemisiifolia ·X·X
IXno es
Araujia sericifera ·X·X
IX
Azolla filiculoides ..·X
IX
Bidens frondosa ·X
3·X
IX
Bidens subalternans ···X
AX
Eichhornia crassipes XX ·X
A12 Xes
Leersia oryzoides ··X··
Leptochloa sp.1··X·X
es
Sagittaria sp.2··X·X
no es
Oxalis pes-caprae ·X·X
IX
Paspalum distichum ...X
IX
Sicyos angulatus ··XX
IXi
Senecio inaequidens ·X·X
IX
Solanum carolinense ··X··
1EXOCAT distingue: L. fusca subsp. uninervia y L. fusca subsp. fascicularis.
2Solo para especies de Sagittaria no europeas (S. montevidensis subsp. calycina).
3BOE reúne en Azolla sp. todas las especies del género.
A: en lista de alerta; A12: en listas A1/A2; I: en lista de plantas invasoras.
es: especie establecida; no es: especie no establecida; i: introducida.

cicularis); b) algunos de los géneros declarados
como nocivos por parte de la Administración
contienen especies que no deben ser consi-
deradas como exóticas (Sagittaria sp.) y c)
existe una cierta tendencia a subestimar los es-
tatus de algunas especies que, al hallarse poco
representadas en el medio natural (Leersia
oryzoides), EXOCAT no las recoge o no las
contempla como amenaza potencial como
malas hierbas de cultivos.
De modo similar actúa el Servei de Biodiver-
sitat i Protecció dels Animals de la Generali-
tat de Catalunya que subestima las especies
exóticas recientemente introducidas en há-
bitats ruderales y campos de cultivo al no
considerarlas de su competencia. En base a
este criterio, no se establecen protocolos pa -
ra su prevención y lucha por lo que se pierde
eficacia para su erradicación.
Situación actual en sistemas agrícolas
en Cataluña. Evaluación de riesgos
En el punto 4 se han expuesto distintos ca-
sos de invasiones vegetales registradas en
los sistemas agrícolas de Cataluña en las úl-
timas décadas. La desigual expansión e im-
pacto generado según especies, responde a
la posibilidad, o no, de una rápida actuación
y establecimiento de estrategias de conten-
ción. Un buen paradigma son los casos de
Abutilon theophrasti y Sicyos angulatus, ini-
ciados ambos en un mismo tipo de cultivo y
territorio, que han devenido en casos muy dis-
pares. La adopción de medidas cautelares en
2004 contra S. angulatus ha resultado deci-
siva. Desconocemos si una decisión similar en
1980 hubiese tenido igual repercusión contra
A. theophrasti. No obstante, sí podemos afir-
mar que, aunque la erradicación o contención
de una especie con potencial invasor no lle-
gue a resultar del todo exitosa, siempre re-
sultará favorable si se mantienen las medidas
cautelares adecuadas. Un ejemplo es la dis-
tinta situación de las infestaciones de los cam-
pos de arroz del Delta del Ebro respecto a
otras zonas arroceras de España por parte de
especies del género Leptochloa y Leersia.
Precisamente, en esta dirección se han desa -
rrollado múltiples estrategias basadas en es-
quemas predictivos de riesgo y de impacto
(conocidos como Weed Risk Assessment Tools).
El objetivo de dichos esquemas es determinar
la probabilidad de entrada, establecimiento,
dispersión e impactos potenciales de una de-
terminada especie exótica en una región. Es-
tos cálculos se suelen realizar mediante mo-
delos estadísticos, por medio de la creación
de rangos semicuantitativos o mediante pun-
tuaciones cualitativas llevadas a cabo por ex-
pertos. La finalidad de estos modelos consiste
en caracterizar el potencial invasor de una es-
pecie de cara a desarrollar medidas de conten -
ción o control y minimizar los daños poten-
ciales que pudiese ocasionar. En la actualidad,
en Europa, dichas evaluaciones se llevan a
cabo a través de distintos protocolos, inclu-
yendo, entre otros, algunos tan extendidos
como EPPO-EIA (Kenis et al., 2012), Harmonia+
(D’hondt et al., 2015), GABLIS (Essl et al., 2011)
o GISS (Nentwig et al., 2016). Todos ellos de-
ben cumplir unos estándares mínimos de cali-
dad y seguir la regulación europea (Regula-
tion EU Nº 1143/2014) (DOUE, 2014).
El desarrollo y aplicación de estos esquemas
se ha utilizado en la predicción de invasiones
a nivel regional, centrándose de manera pre-
ferente en ambientes naturales (K ivánek y
Pyšek, 2006; Gassó et al., 2009), si bien hay
también ejemplos de su aplicación en ambien -
tes agrícolas, y de manera especial en agro-
ecosistemas mediterráneos (Crosti et al.,
2010). Dichos esquemas son particularmente
útiles en la evaluación y control de especies
fáciles de detectar y que permanecen largo
tiempo en fase de naturalización antes de
desarrollar un comportamiento invasor (Hul -
me, 2012). La capacidad predictiva de los di-
ferentes protocolos suele ser elevada cuando
206 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211

Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 207
se aplican de forma independiente y, de he-
cho, su aplicación se ha demostrado eficaz a
la hora de reducir daños económicos (Keller
et al., 2007). Sin embargo, estudios recientes
alertan sobre la subjetividad implícita en las
valoraciones de dichos protocolos (Dana et
al., 2019) al depender del grado de experien -
cia del evaluador y de la escala espacial de
aplicación, lo que puede dar lugar a inconsis -
tencias en las valoraciones de riesgo cuando
se analizan, en conjunto, los resultados de di-
ferentes esquemas (González-Moreno et al.,
2019). Por otro lado, la limitación en la fun-
cionalidad de dicha metodología también
recae en la dificultad en cuantificar objeti-
vamente los daños causados por las especies
evaluadas, en medir la variabilidad y la esto-
casticidad inherente de los hábitats hospe-
dadores (Hulme, 2012) y en la falta de estan -
darización de los diferentes protocolos de
evaluación diseñados hasta ahora (Gonzá-
lez-Moreno et al., 2019).
En el caso que nos ocupa sería necesario el
desarrollo de esquemas de análisis de riesgo
consensuados por expertos que integren las
características particulares de los ambientes
agrícolas, ya que son, en un gran número de
ocasiones, puerta de entrada al estableci-
miento de poblaciones de especies exóticas
potencialmente invasoras (Richardson et al.,
2000). Por otro lado, entre los aspectos a con-
siderar en dichos esquemas resulta necesario,
por un lado, una valoración más exhaustiva
de los atributos funcionales de las especies ya
que éstos son claves en el éxito de su esta-
blecimiento en campos de cultivo. Asimismo
sería necesario valorar aquellas prácticas de
manejo que favorecen la invasibilidad de los
agroecosistemas. Una integración de dichos
esquemas dentro de un análisis global de la
vulnerabilidad de cada sistema agrícola per-
mitiría desarrollar una metodología mucho
más robusta de evaluación del potencial in-
vasor de nuevas especies exóticas, así como de
manejo de los cultivos de cara a la prioriza-
ción, monitorización y erradicación de estas
especies una vez presentes en ellos.
En este sentido, dichas estrategias de preven -
ción deben ser aplicadas, no sólo en el análi-
sis del riesgo que suponen las especies vege-
tales exóticas detectadas en nuestros cultivos,
sino en la evaluación de la probabilidad de
entrada y establecimiento de aquellas otras
que, aun sin haber sido citadas todavía en
nuestro entorno, ya han demostrado un com-
portamiento invasor en territorios cercanos o
en hábitats de características similares. Se
trata de establecer medidas de prevención al
igual que se llevan a cabo contra patógenos
y plagas agrícolas, no solo por ser la estrate-
gia más eficaz, sino también la opción más
económica (Andreu y Vilà, 2007). Esta antici-
pación requiere no solo la categorización de
las especies potencialmente invasoras, sino
también el conocimiento de las características
ambientales y de adaptación al manejo que
favorecen su expansión en las regiones de
origen o en aquellas otras donde ya se han es-
tablecido (Pheloung et al., 1999).
Para alcanzar la máxima efectividad de estas
estrategias, en el contexto de los sistemas
agrícolas, resulta necesaria e imprescindible
la colaboración de distintas entidades y or-
ganismos gestores, tanto a nivel local como
regional, así como de una adecuada forma-
ción, en el ámbito de las invasiones biológicas,
de los actores y agentes involucrados (técni-
cos de Asociaciones de Defensa Vegetal, ase-
sores cualificados, técnico de Servicios de Sa-
nidad Vegetal, etc.). Todos estos elementos,
acompañados de campañas de sensibiliza-
ción son prioritarios de cara a reforzar el apo -
yo que los agricultores afectados deban re-
cibir de las políticas de prevención y gestión
de las malas hierbas invasoras.

Referencias bibliográficas
Andreu J, Vilà M (2007). Análisis de la gestión de
las plantas exóticas en los espacios naturales es-
pañoles. Ecosistemas 16: 109-124.
BOE (2002). Ley 43/2002, de 20 de noviembre, de
sanidad vegetal (última modificación 5de
marzo de 2011). Boletín Oficial del Estado núm.
279, de 21 de noviembre de 2002.
BOE (2007). Ley 42/2007, de 13 de diciembre, del
Patrimonio Natural y de la Biodiversidad (úl-
tima actualización 21 de julio de 2018). Boletín
Oficial del Estado núm. 299, de 14 de diciembre
de 2007.
BOE (2011). Real Decreto 1628/2011, de 14 de no-
viembre, por el que se regula el listado y catá-
logo español de especies exóticas invasoras.
Boletín Oficial del Estado núm. 298, de 12 de di-
ciembre de 2011. Disposición derogada.
BOE (2013). Real Decreto 630/2013, de 2 de agosto,
por el que se regula el Catálogo español de es-
pecies exóticas invasoras. Boletín Oficial del Es-
tado núm. 185, de 5 de agosto de 2013.
BOE (2016). Sentencia de 16 de marzo de 2016, de
la Sala Tercera del Tribunal Supremo, que anula
los siguientes extremos del Real Decreto
630/2013, de 2 de agosto, que regula el Catá-
logo español de especies exóticas invasoras
[…]. Boletín Oficial del Estado núm. 146, de 17
de junio de 2016.
Carretero JL (2004) Flora arvense española. Las ma -
las hierbas de los cultivos españoles. Ed. Phy -
toma España.
Clements DR, DiTommaso A, Jordan N, Booth BD,
Cardina J, Doohan D, Mohler CL, Murphy SD,
Swanton CL (2004). Adaptability of plants in-
vading North American cropland. Agriculture
Ecosystems and Environment 104: 379-398.
https://doi.org/10.1016/j.agee.2004.03.003
Conesa JA, Sanz-Elorza M (1998). Azolla filliculoi-
des Lam y Heteranthera limosa (Sw.) Willd, dos
nuevas malas hierbas de los arrozales altoara-
goneses. ITEA-Información Técnica Económica
Agraria 94V(3): 177-184.
Crosti R, Cascone C, Cipollaro S (2010). Use of a
weed risk assessment for the Mediterranean re-
gion of Central Italy to prevent loss of functio-
nality and biodiversity in agro-ecosystems. Bio-
logical Invasions 12: 1607-1616. https://doi.org/
10.1007/s10530-009-9573-6
Daehler CC (1998). The taxonomic distribution of
invasive angiosperms plants: ecological insights
and comparison to agricultural weeds. Biolo-
gical Conservation 84: 167-180. https://doi.org/
10.1016/S0006-3207(97)00096-7
Dana ED, García-de-Lomas J, Verloove F, Vilà M
(2019). Common deficiencies of actions for ma-
naging invasive alien species: a decision-support
checklist. NeoBiota 48: 97-112. https://doi.org/
10.3897/neobiota.48.35118
Davis MA, Grime JP, Thompson K (2000). Fluctua-
ting resources in plant communities: a general
theory of invasibility. Journal of Ecology 88:
528-534. https://doi.org/10.1046/j.1365-2745.
2000.00473.x
D’hondt B, Vanderhoeven S, Roelandt S, Mayer F,
Versteirt V, Adriaens T, Ducheyne E, Martin GS,
Grégoire JC, Stiers I, Quoilin S, Cigar J, Heug-
hebaert A, Branquart E (2015). Harmonia+and
Pandora+: risk screening tools for potentially in-
vasive plants, animals and their pathogens. Bio-
logical Invasions 17: 1869-1883. https://doi.org/
10.1007/s10530-015-0843-1
Díaz A, Taberner A, Vilaplana L (2019). The emer-
gence of a new weed in maize plantations: cha -
racterization and genetic structure using mi-
crosatellite markers. Genetic Resources and
Crop Evolution (publicado on line el 13 septiem -
bre 2019). https://doi.org/10.1007/s10722-019-
00828-z
DOCE (2000). Directiva 2000/29/CE del Consejo,
de 8 de mayo de 2000, relativa a las medidas de
protección contra la introducción en la Comu-
nidad de organismos nocivos para los vegetales
o productos vegetales y contra su propagación
en el interior de la Comunidad.
DOGC (1985). Decret 6/1985, de 14 de gener, sobre
mesures urgents per a l’eradicació de focus de
plagues especialment perilloses per als vegetals.
Diari Oficial de la Generalitat de Catalunya
núm. 511, de 8 de febrero de 1985.
DOGC (2005). Ordre ARP/10/2005, de 18 de gener,
per la qual es declara l’existència oficial de la
208 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211

mala herba Sicyos angulatus L, i s’estableixen
mesures obligatòries de lluita. Diari Oficial de
la Generalitat de Catalunya núm. 4315, de 3 de
febrero de 2005.
DOGC (2006a). Ordre ARP/339/2006, de 30 de juny,
per la qual es declara l’existència oficial de la
mala herba Solanum carolinense, i s’estableixen
mesures obligatòries de lluita. Diari Oficial de
la Generalitat de Catalunya núm. 4671, de 7 de
julio de 2006.
DOGC (2006b). Ordre ARP/342/2006, de 30 de juny,
per la qual es declara l’existència oficial a Ca-
talunya de les males herbes Leptochloa sp., Le-
ersia oryzoides i Sagittaria sp., i s’estableixen
mesures obligatòries de lluita. Diari Oficial de
la Generalitat de Catalunya núm. 4671, de 7 de
julio de 2006.
DOGC (2014). Decret 137/2014, de 7 d’octubre, so -
bre mesures per evitar la introducció i propa-
gació d’organismes nocius especialment peri-
llosos per als vegetals i productes vegetals. Diari
Oficial de la Generalitat de Catalunya núm. 6724,
de 9 de octubre de 2014.
DOGC (2019). Ordre ARP/172/2019, de 10 de se-
tembre, per la qual es declara l’existència de la
mala herba Amaranthus palmeri i es qualifica
d’utilitat pública la lluita contra aquesta. Diari
Oficial de la Generalitat de Catalunya núm. 7959,
de 13 de septiembre de 2019.
DOUE (2014). Reglamento (UE) 1143/2014 del Par-
lamento Europeo y del Consejo, de 22 de oc-
tubre de 2014, sobre la prevención y la gestión
de la introducción y propagación de especies
exóticas invasoras.
DOUE (2016). Reglamento de Ejecución (UE) 2016/
1141 de la Comisión, de 13 de julio de 2016, por
el que se adopta una lista de especies exóticas in-
vasoras preocupantes para la Unión de confor-
midad con el Reglamento (UE) nº 1143/2014 del
Parlamento Europeo y del Consejo.
DOUE (2017). Reglamento de Ejecución (UE) 2017/
1263 de la Comisión, de 12 de julio de 2017, por
el que se actualiza la lista de especies exóticas
invasoras preocupantes para la Unión estable-
cida por el Reglamento de Ejecución (UE)
2016/1141 de conformidad con el Reglamento
(UE) nº 1143/2014 del Parlamento Europeo y
del Consejo.
EPPO (2019). European and Mediterranean Plant
Protection Organization. EPO Data Base. Dis-
ponible en: www.eppo.int/ACTIVITIES/inva-
sive_alien_plants/iap_lists (Consultado: 19 de
julio de 2019).
Essl F, Nehring S, Klingenstein F, Milasowszky N,
Nowack C, Rabitsch W (2011). Review of risk as-
sessment systems of IAS in Europe and intro-
ducing the German-Austrian Black List Infor-
mation System (GABLIS). Journal for Nature
Conservation 19: 339-350. https://doi.org/10.
1016/j.jnc.2011.08.005
EXOCAT (2019). Exocat, Sistema d’Informació de les
Espècies Exòtiques de Catalunya. CREAF y Gene-
ralitat de Catalunya. Disponible en: http:// exo-
cat.creaf.cat (Consultado: 23 de julio de 2019).
Gassó N, Sol D, Pino J, Dana ED, Lloret F, Sanz-
Elorza M, Sobrino E, Vilà M (2009). Exploring
species attributes and site characteristics to as-
sess plant invasions in Spain. Diversity and Dis-
tributions 15: 50-58. https://doi.org/10.1111/
j.1472-4642.2008.00501.x
González-Moreno P, Lazzaro L, Vilà M, Preda C,
Adriaens T, Bacher S, Brundu G, Copp GH, Essl
F, García-Berthou E, Katsanevakis S, Moen TL,
Lucy FE, Nentwig W, et al. (2019). Consistency
of impact assessment protocols for non-native
species. NeoBiota 44: 1-25. https://doi.org/
10.3897/neobiota.44.31650
Hejda M, de Bello F (2013). Impact of plant inva-
sions on functional diversity in the vegetation
of Central Europe. Journal of Vegetation Scien -
ce 24: 890-897. https://doi.org/10.1111/jvs.12026
Hulme PE (2012). Weed risk assessment: A way for-
ward or a waste of time? Journal of Applied
Ecology 49: 10-19. https://doi.org/10.1111/j.
1365-2664.2011.02069.x
IUCN (2000). Guidelines for the Prevention of Bio-
diversity Loss Caused by Alien Invasive Species.
IUCN, Gland, Switzerland.
Juárez-Escario A, Valls J, Solé-Senan XO, Conesa JA
(2013). A plant-traits approach to assessing the
success of alien weed species in irrigated Me-
diterranean orchards. Annals of Applied Bio-
logy 162: 200-213. https://doi.org/10.1111/
aab.12012
Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 209

Juárez-Escario A, Conesa JA, Solé-Senan X (2016).
Identifying alien plants linkages between irri-
gated orchards and adjacent riparian habitats
from a trait-based approach. Agriculture, Ecos-
ystems and Environment 225: 173-183. https://
doi.org/10.1016/j.agee.2016.04.015
Juárez-Escario A, Solé-Senan XO, Recasens J, Ta-
berner A, Conesa JA (2018). Long-term compo-
sitional and functional changes in alien and na-
tive weed communities in annual and perennial
irrigated crops. Annals of Applied Biology 173:
42-54. https://doi.org/10.1111/aab.12432
Keller RP, Lodge DM, Finnoff DC (2007). Risk as-
sessment for invasive species produces net bioe-
conomic benefits. Proceedings of the National
Academy of Sciences 104: 203-207. https://doi.
org/10.1073/pnas.0605787104
Kenis M, Bacher S, Baker RHA, Branquart E, Brunel
S, Holt J, Hulme PE, MacLeod A, Pergl J, Petter
F, Pyšek P, Schrader G, Sissons A, Starfinger U,
Schaffner U (2012). New protocols to assess the
environmental impact of pests in the EPPO de-
cision-support scheme for pest risk analysis.
EPPO Bulletin 42: 21-27. https://doi.org/10.1111/
j.1365-2338.2012.02527.x
K ivánek M, Pyšek P (2006). Predicting invasions by
woody species in a temperate zone: a test of
three risk assessment schemes in the Czech Re-
public (Central Europe). Diversity and Distribu-
tions 12: 319-327. https://doi.org/10.1111/j.
1366-9516.2006.00249.x
Langa R, Aibar J, Cirujeda A, Mari AI, León M, y
Pardo G (2015). Estudio de la resistencia de
Conyza spp. al herbicida glifosato en Aragón. XV
Congreso de la Sociedad Española de Malherbo-
logía: La Malherbología y la transferencia tec-
nológica, 19-22 octubre 2015, Sevilla. pp. 99-105.
Nentwig W, Bacher S, Pyšek P, Vilà M, Kumschick
S (2016) The generic impact scoring system
(GISS): a standardized tool to quantify the im-
pacts of alien species. Environmental Monito-
ring and Assessment 188: 315. https://doi.org/
10.1007/s10661-016-5321-4
Osca JM (2013). Expansion of Leptochloa fusca
ssp. uninervia and Leptochloa fusca ssp. fasci-
cularis in rice fields in Valencia, eastern Spain.
Weed Research 53: 479-488. https://doi.org/
10.1111/wre.12046
Pál R (2004). Invasive plants threaten segetal weed
vegetation of South Hungary. Weed Technology
18: 1314-1318. https://doi.org/10.1614/0890-
037X(2004)018[1314:IPTSWV]2.0.CO;2
Pheloung PC, Williams PA, Halloy SR (1999). A
weed risk assessment model for use as a biose-
curity tool evaluating plant introductions. Jour-
nal of Environmental Management 57: 239-251.
https://doi.org/10.1006/jema.1999.0297
Pardo G, Fuertes S, Fernández-Cavada S, Betrán E, Ci-
rujeda A, Marí AI, Aibar J, Zaragoza C, Perdiguer
A, Llenes JM, Montull JM, Taberner A (2015). Pre-
sencia de teosinte (Zea spp.) como mala hierba en
los regadíos del valle del Ebro. XV Congreso de la
Sociedad Española de Malherbología: La Mal-
herbología y la transferencia tecnológica, 19-22
octubre 2015, Sevilla, pp. 417-424.
Pimentel D, Zuniga R, Morrison D (2005). Update
on the environmental and economic costs as-
sociated with alien-invasive species in the Uni-
ted States. Ecological Economics 52: 273-288.
https://doi.org/10.1016/j.ecolecon.2004.10.002
Protopopova VV, Shevera MV, Mosyakin SL (2006)
Deliberate and unintentional introduction of in-
vasive weeds: A case study of the alien flora of
Ukraine. Euphytica, 148: 17-33. https://doi.org/
10.1007/s10681-006-5938-4
Pyšek P, Richardson DM, Rejmánek M, Webster
GL, Williamson M, Kirschner J (2004). Alien
plants in checklists and floras: towards better
communication between taxonomists and eco-
logists. Taxon 53: 131-143. https://doi.org/
10.2307/4135498
Pyšek P, Lamdon PW, Arianoutsou M, Kühn I, Pino
J, Winter M (2009). Alien vascular plants of Eu-
rope. En: Handbook of Alien Species in Europe,
pp. 43-61. Ed. Springer Science. https://doi.org/
10.1007/978-1-4020-8280-1_4
Pyšek P, Chytrý M, Jarošík V (2010). Habitats and
land-use as determinants of plant invasions in
the temperate zone of Europe. En: Bioinva-
sions and globalization: ecology, economics,
management and policy (Ed. Perrings C, Moo-
ney H and Williamson M), pp. 66-79. Oxford
University Press, Oxford. https://doi.org/10.1093/
acprof:oso/9780199560158.003.0006
210 Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211

Recasens et al. (2020). ITEA-Inf. Tec. Econ. Agrar. 116(3): 190-211 211
Recasens J, Conesa JA (1995). Nuevas malas hier-
bas alóctonas en los cultivos de regadío de Ca-
taluña. Actas Congreso 1995 Sociedad Espa-
ñola de Malherbología, 14-16 noviembre 1995,
Huesca, pp. 59-65.
Recasens J, Conesa JA (2003). Atributs biològics de
la flora arvense al·lòctona de Catalunya. Acta
Botanica Barcinonensia 48:45-46.
Recasens J, Calvet V, Cirujeda A, Conesa JA (2005).
Phenological and demographic behaviour of an
exotic invasive weed in agroecosystems. Biolo-
gical Invasions 7: 17-27. https://doi.org/10.
1007/s10530-004-9625-x
Recasens J, Conesa JA, Millán J, Taberner A (2007).
Previsión del impacto agronómico y económico
de Sicyos angulatus como mala hierba inva-
sora de campos de maíz en Cataluña. Actas del
Congreso 2007 de la Sociedad Española de Mal-
herbología, 7-9 noviembre 2007, Albacete, Es-
paña, pp. 343-348.
Recasens J, Conesa JA (2011). Presencia de la mala
hierba Amaranthus palmeri en el NE de la pe-
nínsula Ibérica. Una amenaza como potencial
invasora de cultivos extensivos de regadío. Bo-
letín de Sanidad Vegetal. Plagas 37: 129-132.
Recasens J, Osuna MD, Royo-Esnal A, Torra J
(2017). Amaranthus palmeri en Cataluña y Ara-
gón. ¿Tres poblaciones con un mismo origen?
Actas XVI Congreso de la Sociedad Española de
Malherbología, 24-27 octubre 2017, Pamplona,
pp. 15-20.
Richardson DM, Pyšek P, Rejmánek M, Barbour
MG, Panetta DF, West CJ (2000). Naturalization
and invasion of alien plants: concepts and de-
finitions. Diversity and Distributions 6: 93-107.
https://doi.org/10.1046/j.1472-4642.2000.
00083.x
Richardson DM, Pyšek P (2006). Plant Invasions:
merging the concepts of species invasiveness
and community invasibility. Progress in Physical
Geography 30: 409-431. https://doi.org/10.1191/
0309133306pp490pr
Sanz-Elorza M, Dana E, Sobrino E (2004). Atlas de
las Plantas Alóctonas Invasoras en España. Di-
rección General para la Biodiversidad. Ministe-
rio de Medio Ambiente. Madrid. 384 pp.
Sanz-Elorza MG, Mateo RG, González Bernardo F
(2009). The historical role of agriculture and
gardening in the introduction of alien plants in
the western Mediterranean. Plant Ecology 202:
247–256. https://doi.org/10.1007/s11258-008-
9474-2
Shea K, Chesson P (2002). Community ecology
theory as a framework for biological invasions.
Trends in Ecology and Evolution 17: 170-176.
https://doi.org/10.1016/S0169-5347(02)02495-3
Sellers BA, Smeda RJ, Johnson WG, Kending JA,
Ellersieck MR (2003). Comparative growth of six
Amaranthus species in Missouri. Weed Techno-
logy 51: 329-313. https://doi.org/10.1614/0043-
1745(2003)051[0329:CGOSAS]2.0.CO;2
Taberner A, Sans M (2005). Procedimiento de erra-
dicación de Sicyos angulatus L. en maíz. En:
Malherbología Ibérica y Magrebí: Soluciones
comunes a problemas comunes (Ed. Menéndez
J, Bastida F, Fernández-Quintanilla C, González-
Andújar JL, Recasens J, Royuela M, Verdú, Za-
ragoza C) pp. 569-574. Universidad de Huelva.
Vilà J (1997). Presencia de Leersia oryzoides (L.) Sw.
en los arrozales del Baix Empordà. Boletín de la
Sociedad Española de Malherbología 24: 9
Vilà M, Williamson M, Londsale M (2004). Com-
petition experiments on alien weeds with
crops: lessons for measuring plants invasions
impact? Biological invasions 6: 59-69. https://
doi.org/10.1023/B:BINV.0000010122.77024.8a
Zaragoza C, García Floria MC, Aibar J (1993). Pre-
sencia de Heteranthera reniformis Ruíz y Pavón
en el cultivo de arroz en Huesca. Actas Con-
greso 1993 Sociedad Española de Malherbolo-
gía, 1-3 septiembre 1993, Lugo, pp. 37-40.
(Aceptado para publicación el 21 de octubre de
2019)