Biocrust-forming cyanobacteria inoculation to restore degraded soils from dryland ecosystems

Resumen: La acción combinada del cambio climático y el aumento de la presión antrópica están acelerando la degradación de los ecosistemas (Lal, 2015), la cual afecta negativamente a la biodiversidad, la fertilidad del suelo, la disponibilidad de agua y el bienestar de la población local, siendo uno de los principales problemas ambientales del siglo XXI (UNCCD, 2019). Los procesos de degradación son especialmente relevantes en las zonas áridas, por la fuerte presión antrópica que soportan y las condiciones climáticas adversas que los caracterizan. Por este motivo, las Naciones Unidas, en su Agenda 2030, ha propuesto un objetivo específico para detener y revertir la degradación mediante la rehabilitación ecológica de las tierras secas ya degradadas. Sin embargo, la mayoría de los intentos llevados a cabo para restaurar los ecosistemas en estas regiones secas, mediante las estrategias tradicionales centradas en el establecimiento de la cobertura vegetal, fracasan debido a la escasez de agua (Reynolds et al., 2007), baja fertilidad de los suelos y alta vulnerabilidad a la erosión que caracterizan a estas áreas. Por lo tanto, es necesario investigar estrategias de restauración complementarias, que soporten el fuerte estrés abiótico, mejoren las condiciones del suelo y y que sean viables económicamente. Debido a las duras condiciones abióticas que se presentan en las tierras secas, las plantas, a menudo, se sitúan en las zonas más favorables dentro del ecosistema, y en las menos favorables, aparecen otras formas de vida con menores requerimientos edáficos y de humedad, como las costras biológicas del suelo o biocostras. Las biocostras son comunidades formadas por organismos poiquilohídricos como bacterias, cianobacterias, arqueas, algas, hongos, musgos o líquenes, los cuales viven en estrecha asociación con las partículas del suelo (Belnap et al., 2016). Esta capa casi continua, que forma “la piel viva del suelo”, intercede en numerosos procesos clave de los ecosistemas (Castillo-Monroy and Maestre, 2011; Maestre et al., 2016), afectando positivamente a la estabilidad y fertilidad del suelo (Mazor et al., 1996), regulando la disponibilidad de agua en el suelo y reduciendo la erosión hídrica y eólica (Belnap et al., 2007; Cantón et al., 2014). Aunque, las biocostras son muy resistentes y pueden sobrevivir en condiciones climáticas adversas, numerosos trabajos han demostrado que son muy sensibles a las perturbaciones físicas (ej. al tráfico de vehículos o pastoreo) y a los efectos derivados del cambio climático (Ferrenberg et al., 2015), lo que a su vez reduce su capacidad de proporcionar servicios ecosistémicos clave (Weber et al., 2016). Además, una vez que la actividad que causa la alteración cesa, su recuperación natural tiende a ser muy lenta y no siempre ocurre (Weber et al., 2016). Por este motivo, en las últimas décadas se están desarrollando nuevas estrategias para ayudar en la recuperación de las biocostras ya alteradas o para inducir su nueva formación, y que contribuir así, al restablecimiento de los servicios ecosistémicos perdidos. De las diferentes técnicas desarrolladas hasta el momento, la inoculación del suelo con cianobacterias es una de las más atractivas. Estas bacterias fotoautotróficas son uno de los primeros colonizadores del suelo (Büdel et al., 2016), y gracias a su capacidad para fijar CO2 y N2, mejoran la fertilidad (Mazor et al., 1996), la estabilidad de los agregados (Chamizo et al., 2018) y la capacidad de retención de agua (Colica et al., 2014). Además, las cianobacterias presentan una gran variedad de adaptaciones para hacer frente a condiciones abióticas severas. Por ejemplo, todas las especies pueden permanecer en un estado latente durante los períodos de sequía y la gran mayoría son capaces de sintetizar pigmentos que las protegen frente a los rayos UV (Garcia-Pichel and Castenholz, 1991; Rajeev et al., 2013). Además, se pueden aislar a partir de pequeños fragmentos de biocostra natural y cultivarse ex situ en medio de cultivo líquido para producir grandes cantidades de inóculo en periodos de tiempo relativamente cortos. Todas estas características convierten a las cianobacterias en magníficas candidatas para contribuir a la rehabilitación ecológica de las tierras secas. Aunque estudios previos, en condiciones de laboratorio, han demostrado la viabilidad del uso de la inoculación de cianobacterias para promover la formación de una nueva biocostra que mejora las propiedades del suelo (Acea et al., 2003; Malam-Issa et al., 2007; Chamizo et al., 2018), esta tecnología aun no está lo suficientemente desarrollada como para aplicarse de forma generalizada en los procesos de restauración en tierras secas. Esto se debe, en cierta medida, a que una gran parte de los estudios se han centrado en el uso de una sola especie, Microcoleus vaginatus, mientras que apenas se han probado otras especies (Hu et al., 2002; Chen et al., 2006; Wang et al., 2009). Las especies de cianobacterias pueden presentar grandes diferencias en la facilidad para aislarlas y cultivarlas, y en su capacidad para colonizar el suelo y formar biocostras, así como en su tolerancia al estrés abiótico y en su efecto sobre la calidad del suelo (Rossi et al., 2017). Por lo tanto, un examen preliminar para evaluar su crecimiento y efecto sobre las propiedades del suelo en el laboratorio constituye un paso esencial para elegir entre las diferentes alternativas disponibles. Por ejemplo, la escasez de agua y las propiedades fisicoquímicas del suelo son dos de los principales factores que afectan a la supervivencia y colonización de las cianobacterias en condiciones de campo (Bu et al., 2014; Fernandes et al., 2018), pero rara vez se han considerado estos factores en los experimentos publicados realizados en laboratorio. En este sentido, el uso de especies nativas se vislumbra como la opción más atractiva ya que es más probable que ya estén adaptadas a las condiciones abióticas locales (Giraldo-Silva et al., 2019a). Además, trabajando con especies nativas se reduciría la modificación de la comunidad nativa de microorganismos. Por esa razón, esta tecnología se beneficiaría de la identificación y puesta a punto de nuevas especies nativas que pudieran aportar aptitudes y funciones ecológicas que permitieran, por un lado, resistir las duras condiciones en el campo y, por otro, colonizar suelos con diferentes características fisicoquímicas. La única experiencia exitosa a gran escala de esta tecnología en el campo se ha llevado a cabo en China, en ecosistemas de dunas de arena que fueron previamente estabilizadas (Chen et al., 2006; Wang et al., 2009), mientras que la mayoría de los intentos de inoculaciones del suelo con cianobacterias en los desiertos del oeste de EEUU no mostraron resultados satisfactorios (Kubeckova et al., 2003; Faist et al., 2020). Esto demuestra que la aplicación de cianobacterias en el campo sigue siendo un desafío, debido sobre todo a la alta radiación UV y las sequías prolongadas que caracterizan las tierras secas, y por el efecto de la erosión hídrica y eólica que desplazan el inóculo antes de que este se asiente definitivamente sobre la superficie del suelo. Por lo tanto, se han propuesto diferentes estrategias para mejorar la supervivencia y el establecimiento de las cianobacterias en condiciones de campo. Una de estas estrategias consiste en aumentar gradualmente la radiación UV y reducir la disponibilidad de agua durante la fase de cultivo para endurecer el inóculo y adquiera mayor capacidad para soportar el estrés abiótico al que se enfrentará en el campo (Giraldo-Silva et al., 2019b). Las primeras pruebas realizadas que usaron esa estrategia mostraron resultados positivos en 13 de las 20 cepas de cianobacterias probadas (Giraldo-Silva et al., 2019b), sin embargo, la viabilidad del inóculo pre-acondicionado aún no se ha probado bajo condiciones de campo. Otra posibilidad es reducir el estrés tras la inoculación (pe: cubrir con una malla de yute), lo cual ya ha mostrado resultados prometedores para la rehabilitación de biocostras utilizando como inóculo propágulos de biocostra natural previamente cultivados en el invernadero (Bowker et al., 2020). Sin embargo, su aplicación en inoculaciones utilizando exclusivamente especies de cianobacterias aún no se ha ensayado. Además, una vez que se cosecha la biomasa, esta se debe aplicar en el área objetivo de forma casi inmediata, de lo contrario puede contaminarse o verse afectada por el ataque de patógenos. Esto dificulta su incorporación en las acciones de restauración tradicionales, y por este motivo hay varios grupos de investigación trabajando en el desarrollo de nuevas metodologías y técnicas que mejoren su almacenamiento, transporte y aplicación en las zonas a restaurar. Una de estas alternativas sería la incorporación de los cultivos de cianobacterias en pellets. Por ejemplo, Buttars et al., (1998) demostraron que M. vaginatus puede sobrevivir al proceso de peletización en pellets de alginato y que posterior se pueden liberar al suelo con éxito. Por el contrario, otros intentos con la misma especie, pero usando almidón como agente aglutinante, mostraron una alta mortalidad (Howard y Warren, 1998). Es necesario, por tanto, probar su aplicación con otras especies y compuestos de pellets. Una vez que se ha realizado la inoculación del suelo con cianobacterias es necesario llevar a acabo un seguimiento continuo de la evolución de la nueva biocostra generada, que nos permita evaluar el éxito de la restauración e identificar los posibles factores que puedan limitar la viabilidad del inóculo. Los indicadores más usados para realizar el seguimiento de las biocostras y controlar el éxito de la restauración son la cobertura de biocostra y, sobre todo, su contenido en clorofila. El problema es que los procedimientos que se suelen utilizar para para determinar el contenido de clorofila son lentos y costosos, y producen una alteración de la zona inoculada. Por lo tanto, es necesario desarrollar metodologías alternativas que nos permitan estimar el contenido de clorofila de forma indirecta y no destructiva. Una de las metodologías con mayor potencial para la estima indirecta del contenido de clorofila de las biocostras es la aplicación de indicadores espectrales calculados a partir de su reflectancia, tal como se viene haciendo desde hace algunos años para las plantas (Haboudane et al., 2002). Sin embargo, hasta ahora, esta metodología no ha sido probada ni adaptada para su uso con comunidades de biocostras, ya sean naturales o artificiales. El objetivo principal de esta tesis es probar el potencial de la inoculación con especies de cianobacterias formadoras de biocostras para promover el desarrollo de una nueva biocostra que mejore las condiciones de los suelos degradados de tierras secas. Para lograrlo, en primer lugar, se llevó a cabo un experimento para evaluar el potencial de tres cepas nativas de cianobacterias fijadoras de nitrógeno, Nostoc commune, Scytonema hyalinum y Tolypothrix distorta, de forma individual y combinadas formando un consorcio, para restaurar las funciones del suelo. La inoculación se llevó a cabo en tres suelos con diferentes grados de desarrollo provenientes de ecosistemas semiáridos de la provincia de Almería (sureste de España). Los resultados de este experimento demostraron que la inoculación con cianobacterias nativas induce la formación de una nueva biocostra que mejora las propiedades del suelo, relacionadas con su fertilidad, en un período de tiempo corto. De las diferentes cepas probadas, N. commune y el Consorcio de las tres cepas fueron los tratamientos que mostraron una mayor capacidad para colonizar y mejorar las propiedades del suelo (CAPÍTULO I). Con el fin de identificar el inoculo que mejor se adapta a condiciones de estrés hídrico, el experimento se repitió simulando dos regímenes de hidratación, uno que correspondía a un año hidrológico húmedo y otro a un año seco en las áreas de origen. En contra de lo que cabría esperar, tanto el desarrollo de la biocostra como las mejoras en las condiciones edáficas fueron similares bajo ambos regímenes de hidratación y para todos los tratamientos de inoculación probados, lo que sugiere que la disponibilidad de agua podría no ser tan importante para la formación de la nueva biocostra mediante la inoculación con cianobacterias, como inicialmente se pensaba. Además, Noctoc commune, el cual es conocido por ser un buen tolerante frente a la desecación, mostró una mayor capacidad de crecimiento bajo escenarios de restricción de agua, convirtiéndose de esta forma en un buen candidato para restaurar áreas degradadas en zonas áridas (CAPÍTULO II). Posteriormente, se evaluó la viabilidad de esas mismas cepas bajo condiciones de campo inoculando un consorcio de ellas en suelos de nuestras tres áreas de estudio. Para ello, previamente, se llevó a cabo el cultivo en fotobiorreactores de 100 L utilizando un medio de cultivo hecho a base de fertilizantes, lo que reduce considerablemente el coste de producción biomasa (Roncero-Ramos et al., 2019). Este experimento no generó los resultados esperados, pues se encontraron valores similares de clorofila a, absorción espectral de clorofila y albedo en las parcelas inoculadas y en las no inoculadas, dos años después de la inoculación. La baja tasa de éxito en campo motivó la realización de un segundo experimento para evaluar el efecto de técnicas dirigidas a la aclimatación o endurecimiento del inóculo, en el éxito de la inoculación. Para ello, los cultivos se aclimataron aumentando la radiación solar y disminuyendo el suministro de agua progresivamente antes de la inoculación. A pesar de ello, 6 meses después de inocular el suelo con el inóculo acondicionado se obtuvieron resultados poco exitosos y similares para parcelas en las que se aplicó el inóculo aclimatado y sin aclimatar. Finalmente, se evaluó el efecto de la cobertura de las parcelas con una red de plástico y una malla de fibra vegetal reciclada que aportaba sombra y mejoraba las condiciones ambientales del inoculo una vez instalado en campo. La combinación de la inoculación con cianobacterias no acondicionadas y posteriormente cubiertas por la malla vegetal dio lugar a una mayor colonización, contenido de clorofila, picos de absorción espectral de la clorofila más profundos y albedo más bajo que las parcelas descubiertas (CAPÍTULO III). Con el objetivo de desarrollar una metodología que permitiese mejorar el almacenamiento y la aplicabilidad del inóculo, se desarrolló un experimento paralelo para evaluar la supervivencia y el establecimiento de las cianobacterias después de ser encapsuladas en pellets. Para ello, se seleccionaron tres cepas de cianobacterias pertenecientes a géneros de fijadoras (Nostoc y Scytonema) y no fijadoras (Leptolyngbya) de nitrógeno. Las diferentes especies y el consorcio se incorporaron en pellets hechos a base de arena y arcilla y se probaron sobre suelos de tres sitios degradados de Australia. Los resultados obtenidos en este experimento mostraron que los pellets pueden disolverse completamente, y el inóculo se extiende hacia zonas subyacentes en todos los tratamientos probados. Los pellets que incorporaron Scytonema y el Consorcio mostraron mayor biomasa que los que incluían Nostoc y Leptolyngbia al final del período de incubación. Además, el almacenamiento de los pellets durante 30 días produjo una reducción de en el contenido de clorofila a en todos los tratamientos, aunque al menos el 50% de la biomasa aún estaba presente (CAPÍTULO IV). Finalmente, se estudió el potencial del uso de la reflectancia de la superficie del suelo para el seguimiento no destructivo de la biocostra inducida. El análisis de la respuesta espectral de diferentes comunidades de biocostras reveló que algunas transformaciones aplicadas a las firmas espectrales, tales como el continuo quitado y la primera derivada de la reflectancia, así como los índices de diferencia normalizada y los índices verdes estándar, tanto hiperespectrales como de banda ancha, se pueden utilizar de forma efectiva para este propósito. Sin embargo, esta metodología debe adaptarse de forma específica a cada tipo de biocostra. Para resolver esta limitación aplicamos un “random forest” que combinaba la información espectral con datos de la cobertura de cada tipo de costra. Este modelo no lineal dio muy buenos resultados cuando se aplicó al conjunto de la base de datos (CAPÍTULO V). En resumen, los resultados de esta tesis proporcionan información valiosa para la mejora de las acciones de rehabilitación del suelo basadas en la aplicación de una biotecnología basada en la incoculación de cianobacterias formadoras de biocostras, para su aplicación en zonas áridas. En primer lugar, los experimentos de laboratorio realizados demuestran la viabilidad del uso de un consorcio de cianobacterias nativas para promover la formación y el desarrollo de una nueva biocostra que mejora notablemente las propiedades clave de diferentes suelos degradados. Además, su aplicación exitosa sobre suelos con diferentes propiedades fisicoquímicas, incluyendo suelos de textura fina y sustratos de cantera, proporciona nuevos avances para desarrollar una tecnología aplicable en diferentes entornos. También hemos comprobado que N. commune puede sobrevivir y colonizar el suelo con muy poca disponibilidad de agua, lo que demuestra su gran potencial para restaurar suelos de ecosistemas donde el agua es un recurso limitante. Sin embargo, la inoculación directa del suelo en campo con el consorcio de cianobacterias nativas no mostró los resultados esperados. El bajo éxito se explicaba principalmente porque cuando se secó el suelo el inoculo se desprendió de la superficie del suelo y fue arrastrado por el viento y por la escorrentía. El uso de procedimientos para la mejora del hábitat redujo considerablemente el estrés abiótico y la inestabilidad del suelo, mejorando de esta forma significativamente la supervivencia y el establecimiento del inóculo. Sin embargo, aunque estos resultados son prometedores de cara a su aplicación a escala local, se necesitan más estudios para el desarrollo de técnicas de mejora del hábitat que puedan aplicarse a escalas más grandes. Por otro lado, nuestros resultados muestran que algunas cianobacterias, especialmente Scytonema sp. y el Consorcio, se pueden incorporar con éxito en pellets hechos a base de arena y bentonita. Aunque durante el almacenamiento del pellet se pierde parte de la clorofila al menos el 50% de la biomasa total cianobacterias sobrevivió. Por lo tanto, esta tecnología, aunque prometedora, necesita ser revisada y refinada en futuro estudios antes de que pueda aplicarse en situaciones reales de campo. Finalmente, la tesis presenta el primer estudio donde las propiedades espectrales de las biocostras se emplean con éxito para la estimación no destructiva de biomasa en biocostras. Esta información puede incorporarse a un coste razonable en los programas de monitoreo para la evaluación de proyectos de rehabilitación basados en el uso de biocostras. Summary: In drylands, the largest earth biome, the coupled action of climate change and rising human pressure are causing accelerated land degradation (Lal, 2015). This negatively affects biodiversity, soil fertility, water availability, and local population wellbeing, being one of the major environmental issues of the 21st century (UNCCD, 2019). For all these reasons, United Nations, in the Agenda 2030 has proposed a specific goal to stop and reverse ongoing land degradation by the ecological rehabilitation of already degraded drylands. However, most attempts to restore drylands ecosystems by using traditional strategies focused on plant cover establishment fails due to the water scarcity, low fertility and high vulnerability to erosion that characterize these areas (Reynolds et al., 2007). Thus, it is necessary to investigate complementary restoration strategies adapted to strong abiotic stress that can contribute to the recovery of these ecosystems in a cost-effective manner. Due to the harsh abiotic conditions imposed in drylands, plants are often restricted to the most favorable position within the landscape. In open and less favourable inter-plant spaces, other life-forms with lower edaphic and moisture requirements appear, such as poikilohydric communities of cyanobacteria, algae, fungi, bryophytes and lichens, living in close association with soils particles, and known as biological soil crusts or biocrusts (Belnap et al., 2016). By covering the soil surface, biocrusts form an almost continuous live-skin that intercede in numerous key ecosystems processes (Castillo-Monroy and Maestre, 2011; Maestre et al., 2016), positive affecting soil stability and fertility (Mazor et al., 1996), regulating water balance and reducing water and wind erosion (Belnap et al., 2007; Cantón et al., 2014). However, they are very sensitive to physical disturbance (e.g., vehicular traffic or grazing) and climate change (Ferrenberg et al., 2015), which in turn results in a reduction of their ability to provide key ecosystems services (Weber et al., 2016). In addition, once the activity that causes the disturbance ceases their natural recovery, when possible, tends to be very slow (Weber et al., 2016). Within the last decades, several innovative techniques are being developed to assist in the recovery of disturbed biocrust or to induce the formation of new ones, thereby reinstating the lost ecosystem services. From the different techniques already developed, soil inoculation with biocrust-forming cyanobacteria propagules is among the most attractive for several reasons. For example, theses photoautotrophic bacteria are among the first colonizers of soils (Büdel et al., 2016), enhancing so

Global NO and HONO emissions of biological soil crusts estimated by a process-based non-vascular vegetation model

The reactive trace gases nitric oxide (NO) and nitrous acid (HONO) are crucial for chemical processes in the atmosphere, including the formation of ozone and OH radicals, oxidation of pollutants, and atmospheric self-cleaning. Recently, empirical studies have shown that biological soil crusts are able to emit large amounts of NO and HONO, and they may therefore play an important role in the global budget of these trace gases. However, the upscaling of local estimates to the global scale is subject to large uncertainties, due to unknown spatial distribution of crust types and their dynamic metabolic activity. Here, we perform an alternative estimate of global NO and HONO emissions by biological soil crusts, using a process-based modelling approach to these organisms, combined with global data sets of climate and land cover. We thereby consider that NO and HONO are emitted in strongly different proportions, depending on the type of crust and their dynamic activity, and we provide a first estimate of the global distribution of four different crust types. Based on this, we estimate global total values of 1.04&thinsp;Tg&thinsp;yr−1 NO–N and 0.69&thinsp;Tg&thinsp;yr−1 HONO–N released by biological soil crusts. This corresponds to around 20&thinsp;% of global emissions of these trace gases from natural ecosystems. Due to the low number of observations on NO and HONO emissions suitable to validate the model, our estimates are still relatively uncertain. However, they are consistent with the amount estimated by the empirical approach, which confirms that biological soil crusts are likely to have a strong impact on global atmospheric chemistry via emissions of NO and HONO.</p

On the habitability of Mars: An approach to planetary ecosynthesis

The possibility of utilizing Mars as a habitat for terrestrial life, including man, is examined. Available data, assumptions, and speculations on the climate, physical state, and chemical inventory of Mars are reviewed and compared with the known requirements and environmental limits of terrestrial life. No fundamental, insuperable limitation of the ability of Mars to support a terrestrial ecology is identified. The lack of an oxygen-containing atmosphere would prevent the unaided habitation of Mars by man. The present strong ultraviolet surface irradiation is an additional major barrier. The creation of an adequate oxygen and ozone-containing atmosphere on Mars may be feasible through the use of photosynthetic organisms. The time needed to generate such an atmosphere, however, might be several millions of years. This period might be drastically reduced by the synthesis of novel, Mars-adapted, oxygen producing photosynthetic strains by techniques of genetic engineering, and modifying the present Martian climate by melting of the Martian polar caps and concomitant advective and greenhouse heating effects

Mapping landscape function with hyperspectral remote sensing of natural grasslands on gold mines

Thesis submitted in fulfilment of the requirements for the degree of Doctor of Philosophy. School of Animal, Plant and Environmental Science, University of the Witwatersrand, Johannesburg, South Africa. October 2016.Mining has negative impacts on the environment in many different ways. One method developed to quantify some of these impacts is Landscape Function Analysis (LFA) and this has been accepted by some mining companies and regulators. In brief, LFA aims at quantifying the organization of vegetative and landscape components in a landscape into patches along a transect and quantifying, in a relative manner, three basic processes important to landscape functioning, namely: soil stability or susceptibility to erosion, infiltration or runoff, and nutrient cycling or organic matter decomposition. However, LFA is limited in large heterogeneous environments, such as those around mining operations, due to its localized nature, and the man hours required to collect a representative set of measurements for such large and complex environments. Remote sensing using satellite-acquired data can overcome these limitations by sampling the entire environment in a rapid and objective manner. What is required is a method of connecting these satellite-based measurements to LFA measurements and then being able to extrapolate these measurements across the entire mine surface. The aim of this research was to develop a method to use satellite-based hyperspectral imagery to predict landscape function analysis (LFA) using partial least squares regression (PLSR). This was broken down into three objectives: (1) Collection of the LFA data in the field and validation of the LFA indices against other environmental variables collected at the same time, (2) validation of PLSR models predicting LFA indices and various environmental variables from ground-based spectra, and (3) production of risk maps based on predicting LFA indices and above-ground biomass using PLSR models and Hyperion satellite-based hyperspectral imagery. Although the study was based in grasslands at two mining regions, West Wits and Vaal River, a suitable Hyperion image was only available for Vaal River. A minimum of 374 points were sampled for LFA indices, ground-based spectra, above-ground biomass and soil cores along 2880 m of LFA transect from both mine sites. Soil cores were weighed fresh before sieving with a 2 mm sieve to separate root and stone fractions. The sieved soil fraction was tested for pH, EC, SOM, and for the West Wits samples, organic nitrogen and total extractable inorganic nitrogen. There was one modification to the LFA method where grass patches were collapsed into homogenous units as it was deemed not feasible to sample 180 m transects at grass tuft scales of 10 – 30 cm, but other patch definitions followed the LFA manual (Tongway and Hindley, 2004). Evidence suggested that some of the different patch types, in particular the bare/biological soil crust – bare grass – sparse grass patch types, represented successional stages in a continuum although this was not conclusive. There also was evidence that the presence or absence of cattle play a role in some processes active in these grasslands and erosion is mainly through deflation, rain splash and sheet wash. Generally the environmental variables supported the LFA indices although the nutrient cycling index was representative of above-ground nutrient cycling but not below-ground nutrient cycling. Models derived with PLSR to predict the LFA indices from ground-based spectral measurements were strong at both mine sites (West Wits: LFA stability r2 = 0.63, P < 0.0001; LFA infiltration r2 = 0.75, P < 0.0001; LFA nutrient cycling r2 = 0.73, P < 0.0001; Vaal River: LFA stability r2 = 0.39, P < 0.0001, LFA infiltration r2 = 0.72, P < 0.0001, LFA nutrient cycling r2 = 0.54, P < 0.0001), as were PLSR models predicting above-ground biomass (West Wits above-ground biomass r2 = 0.55, P = 0.0003; Vaal River above-ground biomass r2 = 0.79, P < 0.0001) and soil moisture (West Wits soil moisture r2 = 0.45, P = 0.0017; Vaal River soil moisture r2 = 0.68, P < 0.0001). However, for soil organic matter (r2 = 0.50, P < 0.0001) and EC (r2 = 0.63, P < 0.0001), Vaal River had strong prediction models while West Wits had weak models for these variables (r2 = 0.31, P = 0.019 and r2 = 0.10 and P < 0.18, respectively). For EC, the wide range of soil values at Vaal River in association with gypsum crusts, and low values throughout West Wits explained these model results but for soil organic matter, no clear explanation for these site differences was identified. Patch-based models could accurately discriminate between spectrally well-defined patch types such S. plumosum patches but were less successful with patch types that were spectrally similar such as the bare/biological soil crust – bare grass – sparse grass patch continuum. Clustering similar patch types together before PLSR modelling did improve these patch-based spectral models. To test the method proposed to predict LFA indices from satellite-based hyperspectral imagery, a Hyperion image matching 6 transects at Vaal River was acquired by NASA’s EO-1 satellite and downloaded from the USGS Glovis website. LFA transects were partitioned to match and extract pixel spectra from the Hyperion data cube. Thirty-one spectra were separated into calibration (20) and validation (11) data. PLSR models were derived from the calibration data, tested with validation data to select the optimum model, and then applied to the entire Hyperion data cube to produce prediction maps for five LFA indices and above-ground biomass. The patch area index (PAI) produced particularly strong models (r2 = 0.79, P = 0.0003, n =11) with validation data, whereas the landscape organization index (LOI) produced weak models. It is argued that this difference between these two essentially similar indices is related to the fact that the PAI is a 2-dimensional index and the LOI is a 1-dimensional index. This difference in these two indices allowed the PAI to compensate for some burned pixels on the transects by “seeing” the density pattern of grass tufts and patches whereas the linear nature of the LOI was more susceptible to the changing dimensions of patch structure due to the effects of fire. Although validation models for the three LFA indices of soil stability, infiltration and nutrient cycling were strong (r2 = 0.72, P = 0.004; r2 = 0.66, P = 0.008; r2 = 0.70, P = 0.005, n = 9 respectively), prediction maps were confounded by the presence of fire on some transects. The poor quality of the Hyperion imagery also meant great care had to be taken in the selection of models to avoid poor quality prediction maps. The 31 bands from the VNIR (478 – 885 nm) portion of the Hyperion spectra were generally the best for PLSR modelling and prediction maps, presumably because of better signal-to-noise ratios due to higher energy in the shorter wavelengths. With two satellite-based hyperspectral sensors already operational, namely the US Hyperion and the Chinese HJ-1A HSI, and a number expected to be launched by various space agencies in the next few years, this research presents a method to use the strengths of LFA and hyperspectral imagery to model and predict LFA index values and thereby produce risk maps of large, heterogeneous landscapes such as mining environments. As this research documents a method of partitioning the landscape rather than the pixel spectra into pure endmembers, it makes a valuable contribution to the fields of landscape ecology and hyperspectral remote sensing.LG201