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Cuad. Soc. Esp. Cienc. For. 31: 213-239 (2010) «Conferencias y Ponencias del 5º Congreso Forestal Español»

ISSN: 1575-2410© 2010 Sociedad Española de Ciencias Forestales

DEL RODAL AL PAISAJE: UN CAMBIO DE ESCALA,NUEVAS PERSPECTIVAS PARA LA PLANIFICACIÓNY ORDENACIÓN FORESTAL

Santiago Saura Martínez de Toda

Dasometría y Ordenación. Departamento de Economía y Gestión Forestal. E.T.S. Ingenieros de Montes.Universidad Politécnica de Madrid. Ciudad Universitaria s/n. 28040-MADRID (España). Correoelectrónico: [email protected]

Resumen

Los profundos cambios en las demandas de la sociedad sobre los bosques y en los propios obje-tivos preferentes de la ordenación de montes hacen necesarios nuevos planteamientos y respuestasinnovadoras por parte de científicos y gestores. En este contexto, el gran desarrollo de la ecologíadel paisaje en los últimos años ofrece criterios y herramientas particularmente valiosos para la pla-nificación y gestión forestal. Se hace necesario ampliar las escalas tradicionalmente consideradas enla ordenación forestal, así como otorgar un mayor protagonismo a las interacciones espaciales, diná-micas temporales y perturbaciones tanto dentro del monte como en ámbitos territoriales másamplios, en sintonía con las necesidades de gestión en la Red Natura 2000 o en los Planes deOrdenación de los Recursos Forestales. Una gestión forestal activa a escala de paisaje puede serclave para promover la sostenibilidad y multifuncionalidad de los ecosistemas forestales y contra-rrestar los posibles efectos negativos del cambio socioeconómico y climático, al favorecer la diver-sidad, heterogeneidad y conectividad del paisaje forestal y la capacidad de las especies paraadaptarse a los cambios y dinámicas que actúan a diferentes escalas. La adaptación e incorporaciónde este nuevo marco conceptual es todavía incipiente y no está exenta de considerables retos y difi-cultades, derivados de la necesidad de abarcar múltiples propietarios, de los todavía insuficientesconocimientos científicos en este ámbito (especialmente en nuestros medios mediterráneos), y de lavariabilidad en las respuestas de los diferentes procesos y especies involucrados. Ello hace difícilgeneralizar y ofrecer recetas cerradas como las que venían siendo propias de los métodos de ordena-ción más clásicos, lo que otorga a los gestores un abanico más rico de opciones y oportunidades, peroa la vez también una mayor responsabilidad y grado de exigencia en la toma de decisiones.

Palabras clave: Ecología del paisaje, Gestión forestal, Perturbaciones, Heterogeneidad del paisaje, Fragmentación,Indicadores de biodiversidad forestal

INTRODUCCIÓN Y CONTEXTO

La habitual ordenación a escala monte y losintentos de ampliarla

La ordenación forestal se ha centrado tradi-cionalmente, ya desde sus propios orígenes

como disciplina diferenciada y de aplicaciónefectiva en los montes españoles a partir de lasegunda mitad del siglo XIX, en la escala delmonte individual tanto a efectos del inventariocomo de la planificación subsiguiente. El inven-tario no ha ido habitualmente más allá de reco-

ger información sobre el estado forestal y natu-ral dentro de los límites del monte objeto de laplanificación. Del mismo modo, la planificaciónparte de dicha información y plantea actuacio-nes dentro del monte a ordenar, pero en generalsin contemplar interacciones con otros montes ousos del suelo contiguos o más o menos próxi-mos espacialmente. En este sentido, el monte seha venido concibiendo mayoritariamente comouna isla dentro del territorio, en buena medidaindependiente y aislada a los efectos de la orde-nación del resto de terrenos forestales y noforestales, excepción hecha de algunos aspectoscomo los de las infraestructuras para la preven-ción de incendios, las posibles industrias a abas-tecer por los productos del monte u otrosparticulares del estado socioeconómico.

Haciendo un recorrido por la historia de laordenación de montes en España, el mayorintento de ampliar la escala habitual de planifi-cación lo encontramos en las Instrucciones parala Ordenación y Organización Económicas dela Producción Forestal, aprobadas por OrdenMinisterial de 27 de enero de 1930. Estas ins-trucciones presentaron la importante novedad decontemplar la ordenación de la comarca deexplotación (también llamada ordenación inte-gral en dichas instrucciones), además de la yapor entonces más habitual ordenación a escalamonte (denominada ordenación intrínseca endichas instrucciones). Esta ordenación comarcalse concebía como un estudio económico y detransportes de agrupaciones de montes con unagran capacidad de producción, fundamentadasobre una red de vías de saca. La comarca deexplotación quedaba constituida por un conjun-to de montes públicos y privados que vertían suproducción en una vía de saca principal. Laimportancia decisiva del aspecto económico enestas ordenaciones queda claramente explicitadoen el propio preámbulo de las instrucciones,donde se afirma que “los demás particulares delestado de la comarca, aunque de exposiciónnecesaria, no son más que antecedentes delestudio económico de la producción o los trans-portes; se trata, en efecto, de la inversión de uncapital que ha de ser debidamente remuneradocon cargo a los rendimientos de la explotación”.A pesar de que en la ampliación de la escala deordenación a la comarca se contemplaban sólo

los aspectos de la producción y su transporte, yno otros servicios ambientales proporcionadospor los bosques, estas instrucciones fueron pio-neras en su tiempo y trataron de abordar proble-máticas que todavía siguen siendo un reto en laplanificación de nuestros recursos forestales hoyen día. Sin embargo, la ordenación integralquedó sin aplicar en la práctica, a pesar de quelas instrucciones de 1930 estuvieron vigentesdurante unos cuarenta años, periodo durante elcual se estima que se ordenaron cerca de820.000 hectáreas mediante la ordenación aescala monte (PRIETO Y DÍAZ-BALTEIRO, 2001).

En nuestros días la ordenación a escalacomarcal ha tomado un renovado impulso tras lacreación en la Ley de Montes 43/2003 de losPlanes de Ordenación de los RecursosForestales (PORF), que se configuran como ins-trumentos de planificación de los espacios yrecursos forestales a escalas comarcales o equi-valentes, siendo su ámbito de aplicación losterritorios forestales con características geográ-ficas, socioeconómicas, ecológicas, culturales opaisajísticas homogéneas. Los PORF pretendencompletar el amplio vacío existente entre losplanes forestales estratégicos a escala regional ylos proyectos de ordenación a nivel de monte, yvincular la planificación y gestión forestal con eldecisivo ámbito de la ordenación territorial,como se afirma en la propia exposición de moti-vos de dicha ley. Los PORF contemplan ademásun amplio abanico de funciones y servicios delos montes, lo que, junto con la mencionadaampliación de la escala de planificación, haceque constituyan una excelente oportunidad y uninstrumento especialmente valioso para los finesy aspectos que se tratarán en los apartadossiguientes de este artículo.

Dentro de estos esfuerzos y tendencias aampliar la escala de planificación, es obligadohacer referencia al profundo impacto que estáteniendo, de manera cada vez más acelerada, yno sólo en la escala de trabajo sino en las propiasprioridades y objetivos preferentes de la planifi-cación y ordenación forestal, la creación de laRed Natura 2000. Esta red de espacios protegi-dos cubre en España del orden del 25% del terri-torio (y un porcentaje mayor de la superficieforestal) y tiene por objetivo, como se estableceen la Directiva 92/43/CEE, contribuir a garanti-

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S. SAURA MARTÍNEZ DE TODA «Del rodal al paisaje: un cambio de escala, nuevas perspectivas para la planificación y ordenación forestal»

zar la biodiversidad mediante la conservación delos hábitats naturales y de la fauna y flora silves-tres mediante una red ecológica europea cohe-rente de zonas especiales de conservación. Porponer un ejemplo ilustrativo del contenido yalcance de esta directiva, en su artículo 10 esta-blece que “cuando lo consideren necesario, losEstados miembros, en el marco de sus políticasnacionales de ordenación del territorio y de des-arrollo y, especialmente, para mejorar la cohe-rencia ecológica de la Red Natura 2000, seesforzarán por fomentar la gestión de los ele-mentos del paisaje que revistan primordialimportancia para la fauna y la flora silvestres“.Como afirma LÓPEZ-LILLO (1999), existe lanecesidad de plantear de una manera más inte-gral la conservación, de manera que no se res-trinja el medio natural al contemplarlo de unamanera aislada en medio del territorio, y conclu-yendo que “las áreas naturales protegidas ven-drán a formar un entramado que constituirá elesqueleto natural sobre el que se sustentará elmedio físico del Viejo Continente. Y en todo ellola ciencia forestal, como parte fundamental delas ciencias de la naturaleza, desempeñará unpapel preponderante”.

La progresiva pérdida de protagonismo de losmétodos clásicos de ordenación de montes

Los profundos cambios socioeconómicosque se han ido produciendo en las últimas déca-das, y su traducción en las políticas y estrategiasen el ámbito nacional y europeo apuntadas en elapartado anterior, han hecho que los tradiciona-les objetivos productivos, y especialmente losde producción maderera, que han sido protago-nistas en muchas de las ordenaciones llevadas acabo en nuestro país, hayan ido perdiendoimportancia y actualmente se consideren almismo nivel o incluso en muchos casos subordi-nados a otros objetivos como la conservación dela biodiversidad (como en los espacios foresta-les incluidos en la Red Natura 2000), el usosocial, la protección del medio físico u otros.

Ello ha planteado sin duda un problema a lapráctica y sobre todo a la teoría de la ordenaciónforestal y en concreto al marco conceptual des-arrollado en buena medida en torno a los tradi-cionales métodos de ordenación de montes ennuestro país. Los métodos clásicos de ordena-

ción buscan, además de obviamente garantizarla tan necesaria persistencia y posible mejora delas masas forestales, obtener un rendimientosostenido de la producción del monte mediantela consecución o aproximación a una determina-da estructura global de las formas principales demasa establecida conforme a determinadosmodelos teóricos de organización del monte. Ala organización de las masas conforme a dichasestructuras globales se han dedicado muchosesfuerzos en las ordenaciones de nuestros mon-tes, con no pocos sacrificios y dificultades enalgunos casos debido a las condiciones intrínse-cas de inestabilidad y heterogeneidad propias delos medios mediterráneos. A medida que la pro-ducción maderera ha ido perdiendo protagonis-mo, y dada la variedad de objetivos de gestión ycasuísticas que podemos encontrar actualmente,se ha ido perdiendo paulatinamente el interés enalcanzar dichas estructuras globales o configurarla gestión conforme a dichos modelos teóricos.

Este evidente cambio en prioridades y objeti-vos ha hecho que en la práctica los métodos deordenación clásicos, o la misma necesidad desiquiera seleccionar o identificar uno de ellos enconcreto, languidezcan en estos momentos enmuchas zonas de nuestro país. Los gestores seencuentran con que en ocasiones ninguno de elloses especialmente adecuado para los objetivos per-seguidos en la ordenación de un monte o espacioforestal concreto, o que, sin resultar inadecuados,la elección de uno u otro resulta ser prácticamen-te indiferente a los efectos de las medidas a adop-tar dentro del plan especial, que es el que tendrávigencia y aplicación real en el monte. Esta pro-gresiva mayor importancia del plan especial haido dejando las previsiones del plan general comopuramente indicativas y con cada vez menor rele-vancia (MONTERO Y MADRIGAL, 1999), procesoacentuado por las tendencias actuales de aplicaruna gestión adaptativa (e.g. BRAVO, 2009), hastallegar a dejar en muchos casos la elección delmétodo de ordenación como un requisito pura-mente formal sin impacto real en la planificacióny gestión real que necesita el monte de acuerdocon los estándares actuales.

Esta tendencia (o necesidad en algunoscasos) de no decantarse ni ajustar la gestión enun monte a ningún método de ordenación con-creto preestablecido se ha venido en llamar por

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diversos autores el método de ordenación porrodales (GONZÁLEZ et al., 2006; ARRECHEAet al.,2008), cuando en realidad viene a consistir sim-plemente (permítase la simplificación) en elabo-rar un plan de gestión sin buscar ni adoptarningún método ni estructura de monte globalconcreta, aplicando en cada rodal, cantón o uni-dad de gestión que se diferencie los tratamientosconsiderados más convenientes individualmenteatendiendo a las necesidades y condiciones decada uno de ellos. Las ventajas del llamadométodo de ordenación por rodales son eventual-mente muchas, tantas como inconcreta es su apli-cación y vagas sus indicaciones, que permitencualquier solución (incluyendo la de cualquierade los métodos más tradicionales) y no excluyenpero tampoco proponen ninguna. Sería posible-mente más adecuado hablar de proyectos deordenación o planes de gestión en general, en losque no se plantea la necesidad de acogerse a nin-gún método de ordenación ni estructura globalde masa concreta. Lo que aquí se tiende a deno-minar ordenación por rodales corresponde en lamayoría de los países de nuestro entorno simple-mente a la ordenación, planificación o gestiónforestal ‘a secas’, sin necesidad de adjetivos nide atribuir a un método específico lo que en rea-lidad es la metodología general de la planifica-ción forestal. La diferenciación en algunosmontes de unidades de gestión espacialmentemás detalladas y de dimensiones menores a lastradicionalmente consideradas es una evoluciónnatural dada la confluencia de los cambios y ten-dencias antes mencionados con los grandesavances tecnológicos disponibles actualmente(SIG, GPS, sensores remotos, etc.), pero noconstituye en sí misma una aportación metodoló-gica diferenciada (más allá de la propia integra-ción de dichas tecnologías, que no es patrimoniode ninguno de los métodos en particular).

Como afirma con ingenio y agudezaGARITACELAYA (2008) en su artículo sobre ‘Lasorprendente historia de cómo se disiparon ydesvanecieron los métodos de ordenación demontes’, los métodos de ordenación en el senti-do clásico han dejado en la práctica de tenerimportancia y protagonismo: “para un forestalespañol del siglo XX el estudio y la elección decuál de los métodos de ordenación debía aplicarera una cuestión importante. Pero en los últimos

veinte años se ha tratado de una cuestión here-dada que no ha resistido el paso del tiempo. Nohan evolucionado los métodos sino la mismaconcepción de la ordenación, que ha acabadopor arrinconar la ‘cuestión del método’. Los‘métodos de ordenación’ han dejado de tenerimportancia”. Y sobre el método de ordenaciónpor rodales afirma: “cualquier observador ajenoque echara una mirada al exterior de estospequeños círculos en donde se estudia y debatela cuestión del ‘método de ordenación por roda-les’, llegaría seguramente a una conclusiónimportante. Este método no existe”, concluyen-do que “en países que ya han dejado atrás estaspolémicas sobre métodos y clasificaciones sehabla simplemente de ordenación, o mejor aúnde organización de la gestión” y que “tal vezconvenga, como pasa en otros países, hablarsimplemente de ordenación de montes y de sumétodo básico común, construido en un esfuer-zo de adaptarse al bosque y a la sociedad quedura ya varios siglos, y no de un método mássacado de una amplia colección”. En efecto, elmétodo de ordenación por rodales ha sido enrealidad una vía de escape para no tener que aco-gerse a ningún método predefinido de ordena-ción, lo cual explica su creciente popularidad,que reside en esencia en escoger un método quepermita no tener que ceñirse a ninguno, al nocontener apenas más especificaciones metodoló-gicas que las generales y propias de la ordena-ción o gestión forestal en general.

Podría parecer que éste es un debate más omenos reciente, pero de hecho ya hace décadasque los forestales son conscientes de la necesi-dad de adoptar soluciones más flexibles y multi-funcionales en la ordenación de nuestrosmontes. Ya las propias Instrucciones Generalespara la Ordenación de Montes Arbolados, apro-badas por Orden Ministerial de 29 de diciembrede 1970, y todavía vigentes en aquellasComunidades Autónomas que no hayan promul-gado las suyas propias, establecen en su artículo82 sobre la elección del método de ordenaciónque “la tendencia actual a conceder mayor fle-xibilidad en la aplicación de los métodos deordenación, aconseja dar un carácter abierto alas opciones que se ofrecen a continuación, per-mitiéndose, previa justificación, la adopción denuevas variantes o sistemas”, y que “hay que

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dejar un amplio margen al ingeniero ordenadorpara que pueda encontrar la solución más con-veniente en cada caso”. Esta tendencia se haacentuado todavía más en algunas ComunidadesAutónomas como Navarra, donde el Pliego deCondiciones Técnicas Generales de Ordenaciónde Montes ni siquiera menciona los diferentesmétodos de ordenación que se pueden llegar aaplicar, limitándose prácticamente a afirmar enun brevísimo apartado sobre la elección delmétodo que “se recomienda aplicar métodos deordenación flexibles”. Y en las instruccionespara los Planes Técnicos de Gestión y MejoraForestal de Cataluña tampoco se hace referenciaa los métodos de ordenación ni a la necesidad dedecantarse explícitamente por uno de ellos.

En todo caso, debe enfatizarse que los méto-dos de ordenación en su concepción clásica sonfundamentales como modelos de referencia, eindudablemente valiosos y de aplicación posibley conveniente en diferentes montes o en partesde los mismos, pero no deben concebirse comoun catálogo de modelos de obligado seguimien-to o compendio de recetas rígidas y predefinidasen su sentido estricto, dado que difícilmentepodrá haber tal catálogo capaz de adaptarse ycubrir la amplísima casuística, heterogeneidad ypersonalidad de nuestros montes mediterráneosni la variabilidad de objetivos y necesidades dela gestión en el cambiante contexto actual.

Como resumen de esta introducción, pode-mos afirmar que nos encontramos ante un con-junto de demandas y objetivos claramentediferente al de hace apenas dos décadas, y almismo tiempo cambiante y no exento de incerti-dumbres, pero en el que son nítidas las tenden-cias y necesidades de flexibilización, de otorgarun mayor protagonismo a funciones de nuestrosbosques como la conservación de la biodiversi-dad y otros servicios ambientales, o de ampliarlas escalas de planificación forestal y de integrarla ordenación forestal dentro de un marco másamplio a nivel territorial. Es un contexto queplantea novedades y retos de considerable mag-nitud, y en el que es necesario ofrecer respuestasinnovadoras por parte tanto de los investigado-res como de los gestores vinculados a la planifi-cación y ordenación de nuestros bosques. Ellorequiere de la aportación de muy diversas ycomplementarias disciplinas. Entre ellas, el

marco teórico y conceptual desarrollado en elámbito de la ecología del paisaje, y las herra-mientas metodológicas e indicaciones prácticasque se derivan del mismo, pueden ser especial-mente valiosos para responder a estos nuevosplanteamientos y necesidades en la ordenación yplanificación forestal, y es a estas consideracio-nes a las que vamos a dedicar los siguientesapartados de este artículo.

EL PAISAJE FORESTAL: UNAPERSPECTIVA ECOLÓGICA

Son múltiples las definiciones de paisajedesarrolladas en los diferentes ámbitos en losque se maneja este concepto (MOPT, 1993),pudiendo hacer énfasis cada una de ellas en dife-rentes propiedades o aspectos de los paisajes,tales como culturales, visuales o escénicos, etc.En el tema que nos ocupa entenderemos el pai-saje desde un punto de vista ecológico, a partirdel marco conceptual desarrollado en las dosúltimas décadas dentro de la ecología del paisa-je y otras disciplinas afines. De esta manera,podemos definir el paisaje como una porciónheterogénea y relativamente extensa del territo-rio compuesta por un mosaico de tipos decubiertas, usos del suelo y ecosistemas queinteraccionan entre sí (FORMAN & GODRON,1986). El mosaico del paisaje se considera for-mado por una serie de unidades básicas, llama-das teselas. Cada una de las teselas presentabordes más o menos bien definidos y caracterís-ticas más o menos homogéneas y suficientemen-te diferenciadas de las del resto de teselasadyacentes. Por tanto, el paisaje se puede defi-nir, en síntesis, como un mosaico de teselas ysus interacciones (WIENS et al., 1997). O, segúnHULSHOFF (1995), como una mezcla de teselasde origen natural y antrópico que varían entamaño, forma y disposición, y que es el resulta-do de complejas interacciones de fuerzas físicas,biológicas y sociales. Otra definición de paisajeinteresante y confluyente en buena parte con lasanteriores es la de BUREL Y BAUDRY (2002) queapuntan que “ya sea bajo la influencia de lasactividades humanas o de las perturbacionesnaturales, el paisaje, heterogéneo y dinámicopor esencia, es un mosaico de hábitats utiliza-

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dos por un gran número de especies en el trans-curso de su ciclo de vida”. En efecto, la comple-jidad y coexistencia en un mismo territorio dediferentes tipos de cubierta y usos del suelo(forestales y no forestales) es consustancial adicha definición, así como la consideraciónexplícita de las interacciones espaciales y tem-porales entre los mismos.

Precisamente, la ecología del paisaje es laciencia que se ocupa del estudio de las interac-ciones recíprocas entre los patrones espaciales ylos procesos ecológicos (FORMAN, 1995;TURNER, 2005), entendiéndose estos últimoscomo factores activos causantes y/o resultantesde la funcionalidad y dinámica del paisaje fores-tal. Con un enfoque multidisciplinar, la ecologíadel paisaje emerge como un área de estudio dife-renciada, debido principalmente a tres factores:(a) los problemas ambientales y de gestión delterritorio a grandes escalas, (b) el desarrollo denuevos conceptos ecológicos relacionados condiferentes escalas de análisis y metodologíaspara su análisis y modelización, y (c) los avan-ces tecnológicos y de disponibilidad de datosespaciales (e.g. sensores remotos), junto con loscada vez más potentes equipos y programasinformáticos (SIG y otros) desarrollados paramanipular y analizar estos datos (TURNER et al.,2001). Fueron de hecho las primeras fotografíasaéreas las que aportaron una nueva perspectivapara el estudio de las interacciones entre lospatrones espaciales y los procesos ecológicos y,por tanto, para el inicio del estudio de las causasy consecuencias de la heterogeneidad espacial através de diferentes rangos de escalas.

La ecología del paisaje ha contribuido a uncambio importante en la manera de enfocar elestudio de los recursos forestales y su gestión paraun uso múltiple (e.g. LAFORTEZZZA et al., 2008).El gran desarrollo de esta disciplina y sus métodoscuantitativos en los últimos años proporciona nue-vas perspectivas y herramientas para la planifica-ción y ordenación forestal que no han sidosuficientemente exploradas ni aprovechadas hastala fecha (OPDAM et al., 2002; PASCUAL-HORTAL Y

SAURA, 2008a). Progresivamente se va tomandoconciencia de la necesidad de ampliar las escalastradicionalmente consideradas en la ordenaciónforestal, así como de integrar en la misma consi-deraciones ecológicas y espaciales que no son

abordables únicamente a escala de monte, poroperar en ámbitos territoriales mucho másamplios y mostrar complejas interrelaciones espa-ciales que determinan muchas de las funciones denuestros bosques (e.g. ROCHELLE et al., 1999;RAISON et al., 2001; LAFORTEZZA et al., 2008).

Dentro de este contexto y perspectiva,encontramos varios principios y conceptosvaliosos para la práctica de la planificación yordenación forestal, que se pasan a desarrollaren los siguientes apartados de este artículo.Aunque no de manera exclusiva, nos centramosen la biodiversidad forestal como una de las fun-ciones de los bosques que mayor protagonismoha ido ganando en los últimos años, y en la queprecisamente el marco conceptual y escala deanálisis propios de la ecología del paisaje pue-den realizar algunas de sus mayores aportacio-nes. Discutiremos cómo la gestión forestalinfluye y puede fomentar dicha biodiversidad, através del estudio de indicadores relacionadostanto con la diversidad de la vegetación forestalcomo con la de las aves forestales. En la regiónmediterránea, al igual que en otras partes delmundo, las aves forestales desempeñan un papelfuncional esencial en los ecosistemas forestales,son consideradas un buen indicador de biodiver-sidad (SEKERCIOGLU, 2006) y tienen una demos-trada respuesta a las características del bosque ya los efectos de la gestión forestal a diferentesescalas (GIL-TENA et al., 2007).

EL PAPEL DE LA HETEROGENEIDADDEL PAISAJE, LAS PERTURBACIONESY LA GESTIÓN FORESTAL ADIFERENTES ESCALAS

Cuando el óptimo a escala de rodal no es elóptimo a escalas más amplias

Durante el tiempo en el que la ordenaciónforestal ha estado dominada por los objetivosproductivos (u otros asociados a los mismos), oen aquellos montes en los que es así actualmen-te, la determinación de las características ópti-mas para maximizar la producción maderable dela masa o el rodal determinaban la gestión detodo el monte en su conjunto. Tal enfoque tienesentido dentro de los objetivos prioritarios deeste tipo de ordenaciones, dado que las interac-

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ciones espaciales tienen una escasa influencia enla producción maderable, al menos en compara-ción con otros aspectos y si no consideramos loscostes de extracción. La producción de un rodalse puede considerar y gestionar como una carac-terística intrínseca del mismo, independiente delresto del monte, y la producción total del montese obtiene como simple agregación directa de laproporcionada por cada uno de los rodales, sinque se vea afectada por las existencias o creci-mientos que pueda haber en otros rodales o bos-ques vecinos ni por otros tipos de cubierta noboscosos dentro o fuera del monte. Una vez esta-blecidas la especie, el espaciamiento, el turno, eltipo de regeneración y el régimen de claras yotros tratamientos selvícolas más adecuados paramaximizar el valor económico de los productosderivados de una masa forestal, dichas caracte-rísticas se hacen extensivas a todos los rodalesdel monte, aplicándose una gestión más o menosuniforme en todo él, siempre conforme a los cri-terios de persistencia y sostenibilidad inherentesa la ordenación de montes y motivación funda-mental de la misma. El óptimo a escala de rodalcoincidía y era extrapolable al óptimo a escala demonte (o superior). Ello ha contribuido a unahomogeneización de las masas allí donde se hanaplicado métodos de ordenación como el de lostramos permanentes, en los que más allá de lavariabilidad derivada de la representación equili-brada de todas las clases de edad (dentro delturno fijado en la ordenación), el resto de lascaracterísticas de las masas se tendían a acomo-dar al óptimo fijado a escala de rodal. Una homo-geneización a la que muchos de nuestros montesmediterráneos han sido poco proclives, dada suvariabilidad espacial e inestabilidad intrínsecas,abocando al fracaso de muchas ordenacionesplanteadas conforme a los métodos de ordena-ción más rígidos y propios de la tradición centro-europea, en el sentido de que no se ha podidocumplir lo previsto en la ordenación y en el pro-pio método (MONTERO Y MADRIGAL, 1999). Elloinició, hace ya varias décadas, la tendencia a laadopción de métodos de ordenación más flexi-bles que todavía continua y se acentúa en nues-tros días, como decíamos en el apartado anterior.

Sin embargo, el óptimo a diferentes escalas nocoincide cuando se consideran otros serviciosambientales proporcionados por los bosques y los

procesos ecológicos que en ellos se desarrollan.La generalización y extrapolación de las caracte-rísticas del bosque más adecuadas a la escala derodal a otras escalas más amplias no da necesaria-mente los resultados deseados. Consideremos porejemplo las funciones de mantenimiento y fomen-to de la biodiversidad forestal, y en particular la delas aves forestales. Son numerosos los estudiosque han descrito cómo la riqueza de aves foresta-les, sobre todo la de las aves especialistas, seincrementa con la edad y madurez del rodal, amedida que éste va presentando árboles de mayorporte, con copas más desarrolladas y cavidades yoquedades en sus troncos, y el progresivo decai-miento natural de una parte de los pies fomentauna mayor complejidad estructural y los procesosde descomposición de la madera muerta a los queestán asociados diversos grupos taxonómicos ytambién directa o indirectamente muchas avesforestales (BLONDEL & FARRÉ, 1988; HOBSON &BAYNE, 2000; CAMPRODON, 2001; JANSSON &ANDRÉN, 2003; DÍAZ, 2006). Podría pensarse portanto que, en el caso de que el objetivo de la orde-nación incluyera el fomento de la biodiversidad engeneral y el de la avifauna forestal en particular, elideal sería extender dicha tipología de rodal a todoel monte, o a todo el paisaje, de manera que cuan-to más abundantes fueran esas masas maduras osobremaduras, mayores beneficios se encontraríanpara la riqueza de la avifauna forestal. Sin embar-go, la realidad se encarga de indicarnos que esteparece no ser el caso, al menos en los mediosforestales mediterráneos. GIL-TENA et al. (2009a)analizaron a una escala de 100 hectáreas las rela-ciones entre las características del bosque y lariqueza de aves forestales, estimada a partir de losmuestreos de campo en más de 3.000 cuadrículasrealizados en el marco del Atlas de AvesNidificantes de Cataluña (ESTRADA et al., 2004).Encontraron efectivamente una respuesta positivade dicha riqueza frente al incremento en la edad oestado de desarrollo medio del bosque (clasesnaturales de edad), pero que se frenaba a partir deun determinado umbral más allá del cual domi-nancias adicionales de los bosques más madurostenían un efecto negativo sobre la riqueza de avesforestales, tanto para las especies especialistascomo para las generalistas (GIL-TENA et al.,2009a). Estos efectos negativos de la excesivadominancia o presencia exclusiva de los bosques

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más maduros a la escala de 100 hectáreas, que nose presentan a la escala de rodal, son debidos a lafalta de heterogeneidad y diversidad de la cubier-ta forestal y a la menor variedad de recursos,nichos, y hábitats disponibles en tales condicionespara las especies forestales (de fauna y flora).Similares efectos se han descrito en relación conla dominancia de rodales con altas fracciones decabida cubierta (superiores al 70% o 80%) tanto ala escala de 100 ha (GIL-TENA et al., 2007, 2009a)como a otras más amplias (GIL-TENA et al., 2008).Tal dominancia excesiva o presencia exclusiva delas masas más maduras o cerradas puede ser elresultado de una decisión explícita de conserva-ción naturalista (muchas veces mal entendida yfundamentada de manera generalizada sobre la nointervención), o el resultado indirecto del abando-no de la gestión forestal y la ausencia de otras per-turbaciones en extensiones amplias y duranteprolongados periodos de tiempo.

La hipótesis de la perturbación intermedia:los posibles perjuicios de la no intervenciónsobre la biodiversidad forestal

Hace ya tiempo que se ha propuesto y acep-tado una visión dinámica de la naturaleza en lacual se reconocen los cambios y las perturbacio-nes como partes integrantes de los ecosistemas(WHITE, 1979), y de hecho las perturbaciones seconsideran un elemento clave para el manteni-miento de la biodiversidad (ROBERTS &GILLIAM , 1995). En este contexto, una de lashipótesis o teorías con mayor difusión es la de laperturbación intermedia, según la cual la diver-sidad de especies es máxima para un determina-do régimen de perturbaciones de tamaño,frecuencia e intensidad intermedios, mientrasque disminuye en ausencia de perturbaciones yen el caso de que su recurrencia o extensión seaexcesiva (CONNELL, 1978; ROBERTS& GILLIAM ,1995). Esta hipótesis ha sido evaluada en rela-ción con las perturbaciones causadas por la ges-tión forestal en algunos ámbitos geográficosmás o menos lejanos a los mediterráneos(BATTLES et al., 2001; SCHUMANN et al., 2003).Más recientemente TORRAS & SAURA (2008)estudiaron el efecto de distintos tipos de trata-mientos selvícolas sobre un conjunto de indica-dores de biodiversidad forestal a escala de rodalen Cataluña, y concluyeron que las masas some-

tidas a tratamientos de intensidad moderada(entresaca y algunos tipos de tratamientos demejora como las claras) presentaron mayoresniveles de diversidad (riqueza arbórea y arbusti-va) que aquellas no intervenidas, mientras queen los rodales con tratamientos de regeneraciónde mayor intensidad como las cortas a hecho seencontró en general la tendencia contraria(TORRAS& SAURA, 2008).

Estos resultados están de acuerdo con laspredicciones de la hipótesis de la perturbaciónintermedia, en la que los tratamientos selvícolasson entendidos como una perturbación más sobrelos ecosistemas forestales (ROBERTS& GILLIAM ,1995), e indican que la no intervención no esnecesariamente la mejor opción para la conser-vación y fomento de la biodiversidad de nuestrosbosques. Los tratamientos selvícolas de unaintensidad moderada y aplicados con un criteriotécnico adecuado (evitando por ejemplo las cor-tas por huroneo tan arraigadas en algunos mon-tes privados) se muestran beneficiosos ycompatibles con una mejora en la biodiversidadde los ecosistemas forestales. En efecto, más alládel origen o características iniciales del bosque,una adecuada gestión forestal puede y debe con-ducir las masas a estructuras más favorables ycon una mayor capacidad de acogida para la bio-diversidad. Especialmente aquellas masas conexceso de densidad y competencia, tan frecuen-tes en nuestros montes tras los procesos de aban-dono rural sucedidos en las últimas décadas y lafalta de gestión de muchas de las repoblacionesrealizadas durante el siglo XX, se beneficiaríande tratamientos selvícolas de una intensidad ade-cuada que facilitaran su transición a estados másmaduros (con copas y fustes más desarrollados)y favorecieran la implantación de una mayorvariedad de especies, beneficiando así al conjun-to de la biodiversidad del monte (TORRAS &SAURA, 2008; GIL-TENA et al., 2007; 2009a).

Los tratamientos selvícolas a escala derodal: sólo una parte del problema, sólo unaparte de las necesidades de gestión

Los tratamientos selvícolas moldean las carac-terísticas del rodal, pudiendo como hemos vistotener efectos positivos sobre la diversidad delmismo, pero es necesario tener en cuenta tambiénsus efectos sobre el conjunto del paisaje, donde

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serán posiblemente diferentes (TORRAS& SAURA,2008; TORRASet al., 2009). Por ejemplo, las cor-tas de entresaca aplicadas igualmente y de mane-ra sistemática a todos los rodales del montepueden incrementar la diversidad localmente,pero sin embargo dar lugar a una homogeneiza-ción y empobrecimiento biológico cuando se con-sidera el paisaje en su conjunto (DECOCQ et al.,2004). Tal pauta de gestión crearía un patrón espa-cial de pequeños claros mucho más abundantes yde menor tamaño que los que se formarían bajo unrégimen más o menos natural de perturbaciones.Del mismo modo, una corta a hecho puede tenerefectos negativos dentro de los límites estrictosdel área donde se aplica pero sin embargo benefi-ciar a la diversidad evaluada en contextos espacia-les más amplios. El fomento de la biodiversidadrequiere de un régimen y patrón de perturbacionescon una variedad de tamaños, formas e intensida-des que propicie una suficiente heterogeneidad adiferentes escalas y a la que puedan responder unavariedad de especies cuyas áreas de campeos ynecesidades vitales pueden ir mucho más allá de laescala de un rodal o monte concreto. Como decí-amos en el apartado anterior, el óptimo a escala derodal no coincide necesariamente con el óptimo aescala de paisaje, y es necesario concebir y aplicarlas medidas de gestión considerando sus efectos einteracciones a diferentes escalas, y no sólo a lamás habitual (y sin duda fundamental) escala derodal, que es sólo una parte del problema y reco-ge sólo una parte de los efectos de la gestión sobrela biodiversidad y otras funciones y serviciosambientales de los bosques.

Algunos autores han propuesto que el mejorenfoque para garantizar la resiliencia y el usosostenible de los ecosistemas forestales consisteen imitar o tender a aproximarse al régimennatural de perturbaciones (CROW & PERERA,2004; DREVER et al., 2006), allí donde puedadeterminarse, o en un sentido más amplio alrégimen secular de perturbaciones con el quehan coexistido y al que están adaptadas las espe-cies en un ámbito geográfico determinado(NIEMELÄ, 1999). Algunos estudios han evalua-do las diferencias entre los mosaicos del paisajeresultantes de las perturbaciones naturales y losproducidos por la gestión forestal tradicional endiferentes zonas y tipos de bosque (MLADENOFF

et al., 1993; SPIESet al., 1994; NIEMELÄ, 1999).

En efecto, las masas y ecosistemas forestalesson el resultado de una interacción continua condistintos tipos de perturbaciones a diferentesescalas, tales como las derivadas de la gestiónpero no sólo éstas, en un proceso dinámico y unaevolución continua en la que difícilmente sealcanza en algún momento un punto de equili-brio. Esto es especialmente cierto en nuestrosmedios mediterráneos, caracterizados por lasecular acción antrópica y la adaptación demuchas especies de flora y fauna a la misma y ala recurrencia de incendios de diferente intensi-dad. En muchas ocasiones se tiende a evitar todotipo de perturbaciones sobre los paisajes foresta-les, lo que incluye, entre otros, a los incendiosforestales y a la acción de determinados agentespatógenos, así como a las derivadas de los pro-pios tratamientos selvícolas. Ello dentro de unaconcepción de los ecosistemas como un conjun-to estático o que tiende inexorablemente haciaun ideal inmutable, concepción que desprecia eldemostrado papel de las perturbaciones comoelementos consustanciales a dichos ecosistemas.

De cómo el escaso impacto negativo de losincendios forestales sobre la biodiversidadforestal nos sugiere la necesidad de unagestión forestal activa que incida sobre laheterogeneidad del paisaje y contrarreste losefectos del abandono rural

Dados los efectos devastadores que muchasveces los incendios forestales tienen en los bos-ques, más ampliamente estudiados y descritos aescala de rodal, podrían esperarse también efectosdel mismo nivel sobre la biodiversidad de los eco-sistemas forestales a escala de paisaje. Sin embar-go, si atendemos a los datos empíricos sobre eltema, los resultados no son tan concluyentes nidrásticos al respecto. Volviendo al estudio de GIL-TENA et al. (2009a) a la escala de 100 hectáreas enCataluña, se observa que los efectos de los incen-dios sobre la riqueza de las aves forestales sonmenos patentes de lo esperado. Aunque la res-puesta de las aves especialistas es negativa frenteal incremento en la superficie total incendiada enlos últimos 20 años, la pendiente de esa curva derespuesta es suave cuando la ocurrencia de incen-dios no es demasiado alta, y en el caso de las avesforestales generalistas las intensidades y recurren-cias de incendios moderadas llegan a tener hasta

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efectos positivos sobre la riqueza de especies(GIL-TENA et al., 2009a). Del mismo modo, cuan-do se estudian las dinámicas de distribución de lasaves forestales en los últimos 20 años en Cataluñaa la escala más amplia de 10 x 10 km, se conclu-ye que o bien los incendios no tienen efectos sig-nificativos (ni positivos ni negativos) sobre laexpansión de las aves (GIL-TENA et al., 2009b), obien que incluso pueden estar asociados positiva-mente con la de las aves forestales generalistas(GIL-TENA et al., 2009c). Similares resultados sehan encontrado en otros estudios sobre diferentesespecies de espacios abiertos (HERRANDO &BROTONS, 2002; BROTONSet al., 2004).

Los motivos de estos resultados hay que bus-carlos en la respuesta de las especies y de la bio-diversidad en su conjunto a la heterogeneidad delpaisaje, y la necesidad de la misma para mante-ner y fomentar muchos de los procesos ecológi-cos que se desarrollan en nuestros montes, comose apuntaba anteriormente. Los procesos deabandono rural y de reducción de las interven-ciones selvícolas ocurridos en las últimas déca-das en muchas zonas de España han conducido auna densificación y homogeneización del paisajeforestal. En este contexto, uno de los pocos agen-tes que introducen variabilidad espacial actual-mente en nuestros paisajes forestales, al menos auna escala suficientemente apreciable, son losincendios forestales, tras el abandono o notabledisminución de las perturbaciones inducidas porla gestión forestal en muchas zonas de nuestropaís. Los incendios forestales proporcionan, demanera en muchas ocasiones traumática, unaheterogeneidad del paisaje que en algunos casospuede ser favorable para diversas especies peroque podría conseguirse de una manera más bene-ficiosa para la sociedad mediante una planifica-ción forestal integrada que abarque desde laescala de rodal hasta la escala de paisaje (GIL-TENA et al., 2009a).

En efecto, sería fundamental aplicar una ges-tión forestal activa para evitar una homogeneiza-ción del paisaje que pudiera comprometer laconservación de algunos componentes de la bio-diversidad, contribuyendo al mismo tiempo aconseguir bosques y paisajes con estructuras másresistentes a los incendios forestales y a conciliardicho fomento de la biodiversidad con otrasnecesidades productivas, sociales y ambientales

a las que deben responder los bosques y la ges-tión aplicada en los mismos. En este sentido,estudios como los de LLORET et al. (2002) yVEGA-GARCÍA & CHUVIECO (2006), realizadosrespectivamente en el municipio de Tivissa(Tarragona) y en la comarca del Alto Mijares(Castellón), concluyeron que el riesgo de incen-dios se incrementaba con la homogeneidad delpaisaje forestal. Estos aspectos fueron tambiénevaluados mediante simulación y distintos crite-rios de optimización espacial con el fin de orien-tar la planificación forestal para la prevención deincendios forestales por GONZÁLEZ et al. (2005).

En lo que se refiere al diseño y ubicación delas repoblaciones forestales, éstas deberían prio-rizarse en aquellos paisajes en los que la cubier-ta forestal no es dominante, y no incidir encompletar un dosel arbóreo de espesura más omenos completa en aquellas zonas donde elarbolado forestal es ya ampliamente mayorita-rio. Donde la cubierta forestal es escasa esdonde los repoblados pueden ser más beneficio-sos y traducirse en una mayor respuesta porparte de un amplio conjunto de especies, siem-pre que no queden configurados como elemen-tos aislados dentro del mosaico territorial, talcomo se tratará posteriormente en relación conla fragmentación y conectividad de los bosques.

Las consideraciones realizadas anteriormen-te sobre la hipótesis de la perturbación interme-dia y la necesidad de determinado tipo detratamientos selvícolas a escala de rodal sonaplicables también a escalas más amplias comola de paisaje. De hecho, es posible trazar unparalelismo entre los efectos de la gestión en laestructura del rodal y los efectos de la gestión enla estructura del paisaje forestal (composición yconfiguración). En este sentido, la intensidad dela gestión forestal (evaluada a partir del áreabasimétrica extraída y el número de parcelasgestionadas) no se mostró como desfavorablepara la variación de la riqueza de aves forestalesen un periodo de 20 años a escala de 10 x 10 kmen Cataluña (GIL-TENA et al., 2010), e inclusolas cortas de regeneración tuvieron un efectosignificativo y ligeramente positivo sobre lasaves especialistas (GIL-TENA et al., 2009c). Enla misma escala y zona de estudio, TORRASet al.(2009) encontraron efectos débiles pero positi-vos de la gestión forestal, con una mayor diver-

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sidad del estrato arbóreo a escala de paisaje enlas zonas con mayor intensidad de gestión.

En todo caso, es necesario recalcar que sontodavía notablemente escasos los estudios que hanabordado las interacciones entre la gestión forestaly los procesos que se desarrollan a escala de pai-saje en España, lo que es debido en buena medidaa la amplitud de las escalas espaciales y la com-plejidad de las interacciones y los factores involu-crados, así como a lo relativamente reciente dealgunas de estas consideraciones. La sustituciónde algunos productos forestales tradicionales porotros materiales y fuentes de energía, el descensodel precio real de la madera y el encarecimiento dela mano de obra en las últimas décadas (POYATOS

et al., 2003; TERRADASet al., 2004) han contribui-do a una importante reducción de los tratamientosselvícolas, y por ejemplo en Cataluña se estimaque éstos se aplican sólo en un 27% de las masas(TORRAS& SAURA, 2008). Ello, junto con el hechode que la gestión forestal que se practica en laactualidad no esté en general enfocada ni concebi-da a una escala de paisaje, y por tanto no se plan-tee de manera integrada para incidir sobre laheterogeneidad y cohesión del paisaje, hacen queno sea de extrañar que los efectos de la gestiónidentificados a esta escala sean en general débiles.Resulta necesario que la planificación y ordena-ción forestal adopten y se empapen de estas pro-puestas y perspectivas, considerando el patrón delpaisaje formado por el conjunto de teselas arbola-das y no arboladas y la distribución y proporciónde diferentes tipos de bosque, perturbaciones ytratamientos selvícolas en escalas más ampliasque las tradicionalmente consideradas.

LA FRAGMENTACIÓN DE LOSBOSQUES Y LA CONECTIVIDAD DELPAISAJE FORESTAL: CONCEPTOS YCRITERIOS PARA LA PLANIFICACIÓNFORESTAL

La fragmentación de los ecosistemasforestales: conceptos y efectos

La fragmentación de los bosques se puededefinir como el proceso mediante el cual unagran extensión de bosque se transforma en unnúmero de teselas de menor tamaño separadasentre sí por otros tipos de cubierta (e.g. HAILA ,

1999). En la propia definición de fragmentaciónqueda implícito que para que ésta se produzca esnecesario que tenga lugar previa o simultánea-mente una reducción de la superficie de bosque,al ser reemplazada por otros tipos de vegetacióno usos del suelo. Ello ha llevado muchas veces auna sobreestimación de los efectos reales de lafragmentación sobre las especies, al confundir yatribuir a ésta el efecto de la propia pérdida dehábitat forestal, que suele ser mucho más nítidopara la mayoría de especies y procesos ecológi-cos (FAHRIG, 2003). Es necesario considerar losefectos de la fragmentación por sí misma, másallá de los realmente debidos a las variacionesen la cantidad total de hábitat forestal existenteen el paisaje, a la hora de evaluar su importanciatanto para explicar diversos procesos ecológicoscomo para condicionar y ser tenida en cuenta enmayor o menor medida en la toma de decisionesen la planificación y gestión forestal (BOUTIN &HEBERT, 2002; FAHRIG, 2003; SAURA et al.,2008; SAURA & RUBIO, 2010). Hecha estaimportante salvedad, podemos destacar lossiguientes principales efectos debidos o asocia-dos a la fragmentación de los bosques (e.g.WIGLEY & ROBERTS, 1997; SANTOS Y TELLERÍA,1998; KUPFERet al., 2006):– Reducción del tamaño de las teselas de bos-

que: provoca que las teselas tengan unamenor capacidad de acogida para las espe-cies forestales que necesitan grandes exten-siones de hábitat, ya sea por sus elevadosrequerimientos energéticos (habitualmentegrandes mamíferos y aves) o por depender derecursos escasos que sólo son suficientemen-te abundantes en áreas amplias.Eventualmente, una tesela puede ser dema-siado pequeña para mantener por sí mismapoblaciones o individuos de una determinadaespecie, lo que resultaría en extinciones loca-les en dicha tesela, o a que la misma actúecomo un sumidero que sólo es capaz de man-tener la presencia de la especie mediante losaportes desde otras áreas de bosque másextensas y productivas que actúan comofuentes poblacionales (PULLIAM , 1988).

– Incremento del efecto borde: a medida que sereduce el tamaño de las teselas de bosque, ydependiendo de la forma más o menos com-pacta de las mismas, éstas van presentando

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un menor porcentaje de área interior (áreaalejada del límite con otros tipos de cubierta)y se ven afectadas en mayor medida por losfenómenos característicos del borde de lasmasas forestales. Por ejemplo, los mayoresniveles de radiación solar, temperatura, eva-potranspiración y penetración y velocidaddel viento pueden conllevar importantescambios a nivel microclimático e inducirmodificaciones en la composición de lavegetación forestal al favorecer el desarrollode especies heliófilas y anemócoras, ademásde incrementar la susceptibilidad a derribospor viento. Estos cambios a nivel microcli-mático pueden ser especialmente relevantespara determinadas especies sensibles defauna y flora cuando las condiciones previasa la fragmentación ya son limitantes en cuan-to a estrés hídrico o temperaturas extremas,por lo que los efectos de la fragmentacióntienden a ser más notorios y a manifestarseantes en las zonas de mayor xericidad(SANTOS Y TELLERÍA, 1998). Por otro lado, enel borde de los bosques se incrementa la pre-sión sobre el regenerado como consecuenciadel aumento de las poblaciones de especiestales como los micromamíferos y la mayoraccesibilidad del ganado y la fauna cinegéti-ca, así como la predación de nidos de avespor córvidos y diversos mamíferos. La posi-ble mayor frecuentación y exposición a losimpactos propios de las actividades antrópi-cas asociadas a los bordes reduce el hábitatdisponible para las especies más sensibles,que tienden a evitar estas zonas (véase porejemplo el caso del urogallo (SUMMERS et al.,2007)), e incrementa el riesgo de ignición porcausas humanas. En general, se favorece alas especies más generalistas en perjuicio delas más típicamente especialistas forestales.No obstante, es necesario destacar que laintensidad de estos efectos depende del gradode contraste entre el bosque y la tesela adya-cente, tanto a nivel de tipo y estructura de lavegetación como de composición faunísticay florística (KUPFERet al., 2006).

– Aislamiento de las teselas: a medida que lasteselas de hábitat forestal van quedando ale-jadas unas de otras dentro del mosaico delpaisaje, se reduce el intercambio de indivi-

duos entre las poblaciones, lo que puede darlugar a un empobrecimiento genético y difi-cultar la recolonización y recuperación traslas perturbaciones, y eventualmente compro-meter la viabilidad de dichas poblaciones,especialmente para las especies con escasascapacidades de dispersión fuera de su propiohábitat. Algunos de estos aspectos se trataráncon más detalle en el apartado siguiente enrelación con la conectividad funcional, yaque es dentro del concepto de conectividaddonde se contemplan de manera más naturaly explícita los fenómenos de dispersión delas especies y otros flujos ecológicos en rela-ción con sus interacciones con el mosaico delpaisaje (incluidas las diferentes posibilidadesde movimiento a través de otras zonas delpaisaje diferentes del propio hábitat forestal),mientras que los índices de fragmentación secentran habitualmente en aspectos única-mente estructurales y tienen por tanto unpotencial menor en este ámbito. Se sueleconsiderar la fragmentación sinónimo de pér-dida de conectividad, pero es necesario pre-cisar que se puede producir fragmentaciónsin que disminuya la conectividad (la distan-cia de dispersión de una determinada especiepuede ser suficientemente grande para per-mitirla alcanzar cualquier otra tesela de bos-que en el paisaje aunque éstas se hayanseparado una determinada distancia), y quepuede haber pérdidas de conectividad sinnecesidad de que progresen los procesos defragmentación (por ejemplo por la construc-ción de una infraestructura viaria sobre zonasya previamente no forestales que por tanto noafecta a las zonas de bosque en sí mismas,pero que sí actúa como una barrera que difi-culta la dispersión entre las distintas unida-des de hábitat forestal debido a una menorpermeabilidad de la matriz del paisaje).Para concluir, es necesario señalar que aun-

que la fragmentación del bosque se concibe habi-tualmente como un proceso negativo, sus efectosson consustanciales al proceso y característicaevaluada, y pueden ser tanto negativos comopositivos (pudiendo ser este último el caso dealgunas especies heliófilas, generalistas o pro-pias de mosaicos de diferentes tipos de cubierta,según se ha apuntado anteriormente). Sin embar-

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go, en ocasiones se confunden los efectos de lafragmentación con los que realmente son debi-dos a la heterogeneidad. Como se ha discutidoanteriormente, mantener o propiciar un determi-nado grado de heterogeneidad en el paisajeforestal puede ser conveniente y beneficioso,para lo cual podría ser necesario por ejemplo sus-tituir algunas zonas de un determinado tipo debosque por otros tipos de cubierta. Ello podríaconllevar un determinado grado de fragmenta-ción en dicho tipo de bosque, pero no sería éstala causa última de los posibles efectos positivosde tal medida, sino más bien un efecto o cambioasociado a la causa real que es la disponibilidadde nuevos hábitats o microhábitats dentro delpaisaje. Del mismo modo que decíamos que nose deben sobreestimar los efectos negativos de lafragmentación al confundirlos con los de la pér-dida de hábitat, tampoco se debe incurrir en latendencia contraria de atribuir a la fragmentaciónefectos positivos que no le pertenecen y que sonen realidad debidos a los cambios o incrementosen la heterogeneidad del paisaje.

La conectividad ecológica: concepto yconsideraciones relevantes

La conectividad del paisaje forestal se puededefinir como aquella característica del mismoque facilita en mayor o menor medida el movi-miento y dispersión de las especies, el intercam-bio genético, y otros flujos ecológicos entre lasdistintas zonas de monte (TAYLOR et al., 1993).La conectividad determina qué proporción de lasuperficie total del hábitat forestal existente en elterritorio es realmente accesible para un organis-mo o población situada en un punto concreto delmismo. Una mejora de la conectividad se tradu-ce, entre otros efectos, en un incremento en lastasas de intercambio de individuos entre pobla-ciones, en una mejora en la persistencia local yregional de las poblaciones, y en un aumento desu estabilidad y capacidad de recuperación fren-te a perturbaciones y de recolonización tras posi-bles extinciones locales (e.g. CROOKS &SANJAYAN, 2006). Aunque los estudios empíricossobre los efectos de la conectividad (o la ausen-cia de la misma) son notablemente complejos,debido a las grandes escalas espaciales y tempo-rales a las que operan los procesos asociados, sonya numerosas las investigaciones que muestran

los beneficios de la conectividad para aspectostales como la diversidad biológica. En relacióncon los efectos a corto plazo de la conectividad,se puede citar a modo de ejemplo el estudio deDAMSCHEN et al. (2006) en paisajes de Pinuspalustris en EE.UU., donde crearon y analizaronclaros en el bosque con una superficie de unahectárea, algunos de ellos aislados y otros conec-tados con otros claros en el monte. Los muestre-os anuales de la vegetación mostraron que fueronlos claros con mayor grado de conectividad losque presentaron una mayor riqueza florística, yque dichas diferencias se fueron incrementandoprogresivamente con el transcurso de los años,debido a los mayores flujos de pólenes y semillasrecibidos en las áreas mejor conectadas. Comoejemplo de los efectos a largo plazo de la conec-tividad del paisaje podemos destacar el estudiode LINDBORG & ERIKSSON (2004), que encontra-ron que la diversidad de especies en pastizales enSuecia no respondía a los patrones de conectivi-dad actuales pero que sí estaba relacionada posi-tivamente con los que existieron en el paisaje 50o 100 años atrás, poniendo de manifiesto que elimpacto negativo de la pérdida de conectividadse va acumulando lentamente en los paisajes, yque se pueden continuar produciendo pérdidasde poblaciones y especies mucho más allá delmomento concreto en el que se producen loscambios en la configuración de los hábitats quelas causan.

Por todo ello, el mantenimiento y mejora dela conectividad del paisaje forestal se considerapieza clave de los esfuerzos para la conserva-ción de la biodiversidad y las funciones ecológi-cas de los bosques (e.g. CROOKS & SANJAYAN,2006), pudiendo contrarrestar los efectos poten-cialmente adversos de la fragmentación y facili-tar la adaptación de las especies a los cambiosen sus áreas de distribución causados por elcambio climático y otros factores (e.g. TAYLOR

et al., 1993; HANNAH et al., 2002; OPDAM &WASCHER, 2004; ARAÚJO& RAHBEK, 2006). Sonmúltiples las iniciativas, planes y legislacionesnacionales e internacionales donde se hace énfa-sis en la importancia de incorporar criterios deconectividad en la planificación territorial, y enconcreto en la ordenación forestal, como se des-cribe en EUROPARC-ESPAÑA (2009) o más breve-mente en SAURA Y RUBIO (2009).

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Para poder llevar a cabo con éxito la integra-ción de consideraciones de conectividad en laplanificación forestal a diferentes escalas esnecesario tener presentes al menos las cuatroconsideraciones conceptuales siguientes:– La conectividad funcional o cómo la conecti-

vidad depende de las especies y procesosanalizados. La conectividad es y debe medir-se en general como un aspecto funcional, esdecir, dependiente de las distancias y capaci-dades de dispersión de las especies analiza-das o, en términos más generales, de lascaracterísticas de la propagación o difusiónde los flujos ecológicos considerados(TISCHENDORF & FAHRIG, 2000; THEOBALD

2006). En efecto, las especies y procesos pre-sentan distintas capacidades de dispersión ypropagación a través del territorio que deter-minan que un mismo paisaje forestal puedaser percibido como funcionalmente conexopara una especie con gran movilidad pero encambio como altamente fragmentado paraotra con capacidades de dispersión más limi-tadas (PASCUAL-HORTAL Y SAURA, 2008a).Similares consideraciones son aplicables a ladispersión del polen y semillas de la vegeta-ción forestal (e.g. GONZÁLEZ-MARTÍNEZ etal., 2006), dependiendo de las estrategias ydel agente dispersor (viento, animales, etc.) ola combinación de los mismos (dispersiónprimaria y secundaria), y por supuesto a lapropagación de los incendios forestales dediferente intensidad a través del territorio. La dependencia de la conectividad respecto a

la especie o proceso introduce una complejidadadicional en este tipo de análisis, al ser potencial-mente muy numerosas las especies presentes olos procesos que actúan en un determinado espa-cio forestal y escasa la información disponiblesobre su dispersión, resultando difícil lidiar conlas particularidades de cada una de ellas. Porello, todavía la planificación operativa consideraen algunos casos la conectividad desde un puntode vista estructural, como un enfoque simplifica-do en el que se tiene en cuenta la configuracióny distribución espacial de las teselas de hábitatforestal sin relacionarla con una distancia de dis-persión ni con una especie o proceso concreto.En este sentido, normalmente se considera que lacontinuidad física (estructural) del hábitat fores-

tal garantizará la conectividad para las especiesforestales menos móviles y más sensibles a losefectos de la fragmentación, y una vez garantiza-da la posibilidad de dispersión de éstas, se supo-ne que también quedará asegurada para el restode especies con mayor movilidad.

Sin embargo, debe hacerse énfasis en lanecesidad de orientar, en la medida de lo posible,los análisis de conectividad y la planificaciónsubsiguiente hacia una visión funcional, por sumayor relevancia ecológica y adecuación a losprocesos que realmente están actuando o puedenverse afectados en el monte o paisaje.Habitualmente un análisis de conectividad secentra, como muchos de los planes de conserva-ción en general, en una o pocas especies foresta-les (o grupos de especies funcionalmentesimilares), las más amenazadas, emblemáticas oconsideradas como bioindicadoras en la comarcao región forestal analizada. Para éstas es necesa-rio contar con una estimación de sus distanciasde dispersión habituales, ya sea obtenida demanera directa mediante diferentes técnicas (e.g.CHETKIEWICZ et al., 2006) o acudiendo a estudiosy revisiones previas (e.g. SUTHERLAND et al.,2000). En el caso de que el análisis de la conec-tividad sea considerado relevante para más deuna especie o proceso, los resultados serán espe-cíficos y posiblemente diferentes para cada unode ellos, pero se pueden combinar o integrarfácilmente para identificar las zonas de bosquemás importantes para el conjunto y orientar lagestión forestal en función de las mismas, o bienconcentrarse únicamente en aquellas pocas espe-cies y rangos de distancias de dispersión que pre-sentan una mayor dependencia y se benefician enmayor medida de la presencia de elementosconectores en el paisaje (PASCUAL-HORTAL Y

SAURA, 2008a; SAURA & RUBIO, 2010).– Los efectos de la conectividad son positivos

o negativos dependiendo del proceso anali-zado, en cierto modo de manera similar a loque ocurre con la fragmentación, según secomentó en el apartado anterior. Una altaconectividad puede ser obviamente buenapara muchas especies (incluidas las protegi-das, con valor de conservación, cinegéticas,etc.) pero resultar sin embargo negativacuando el proceso que se beneficia de ella esla propagación de una plaga, un incendio

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forestal o una especie invasora. Dado que laconectividad es funcional y dependiente delproceso analizado, es necesario gestionar losbosques y el mosaico del paisaje desde esaperspectiva, buscando compatibilizar elmantenimiento o incremento de la conectivi-dad para unos procesos a la vez que se redu-ce para otros. Por ejemplo, un cortafuegosde una determinada anchura puede ser muyefectivo para detener el avance de un incen-dio forestal (al menos mientras éste nosupere una determinada intensidad), y sinembargo ser totalmente permeable a efectosdel movimiento de las especies de fauna y ladispersión de pólenes y semillas.

– Más allá de los corredores lineales en elfomento de la conectividad. Cuando habla-mos de conectividad, tendemos a pensarmuchas veces en un corredor físico y fácil-mente diferenciable y reconocible sobre elterritorio, constituido por una franja más omenos estrecha que contacta en sus dosextremos con las zonas de bosque a conec-tar; tal puede ser el caso de los bosques deribera, las vías pecuarias convenientementerestauradas, u otros elementos específica-mente desarrollados para tal fin. Aunquetales elementos pueden ser sin duda valio-sos, la conectividad va mucho más allá deesa conectividad dirigida y concebida sólo através de la continuidad espacial. Los flujosecológicos se producen también de unamanera más difusa a través de la matriz delpaisaje, es decir, a través de zonas que noson hábitat forestal pero que, dependiendode su grado de permeabilidad o resistencia almovimiento, pueden facilitar la dispersiónentre distintas áreas de bosque. Tal es el casode algunos de los mosaicos agroforestalestípicos de los medios mediterráneos.

– ¿Es siempre el fomento de la conectividad lamejor alternativa de conservación? Inclusocuando nos centramos en las especies defauna de mayor interés, la conectividad, aunsiendo beneficiosa, no tiene por qué sersiempre la mejor alternativa de conserva-ción. En un contexto de recursos limitadospara la gestión y conservación, otras estrate-gias como la protección y mejora de lasmejores zonas de hábitat forestal por sí mis-

mas pueden ser más eficientes. La conve-niencia de invertir grandes sumas de dineroen la creación de corredores lineales ha sidoun aspecto controvertido y sometido a unintenso debate, en el que podemos encontrarlos puntos de vista más críticos en artículoscomo los de SIMBERLOFF et al. (1992) oNIEMELÄ (2001). Ciertamente, no todas lasespecies y procesos ecológicos responden deigual manera frente al mantenimiento o cre-ación de nuevos corredores. Son las especiescon capacidades de dispersión modestas ointermedias (en relación con el patrón espa-cial del paisaje y las distancias efectivasentre las teselas de bosque) las que en mayormedida se benefician de los elementosconectores que puedan existir en el paisaje,y existen metodologías que permiten evaluarespecíficamente los beneficios relativos dela conservación o mejora de la conectividadfrente a otras alternativas de gestión dentrode un marco analítico integrado (SAURA &RUBIO, 2010). Por otro lado, como decíamosanteriormente, la permeabilización de lamatriz en un sentido más amplio y difusopuede ser más conveniente en algunos casosque el propio establecimiento de corredoreslineales, a pesar de la mayor visibilidadsocial que puedan tener estos últimos.

Del monte como isla al monte como partedel mosaico territorial: mirando más allá delos límites de la unidad de gestión

La discusión del concepto y efectos de laconectividad ecológica nos lleva de maneranatural a observar que los elementos del paisajeforestal, ya sean rodales, cuarteles, montes ocualquier otra unidad dasocrática, no son ele-mentos aislados y que se puedan gestionar entoda su integridad y multifuncionalidad acudien-do únicamente a sus características intrínsecas.Las interacciones espaciales y temporales que seestablecen entre los distintos elementos del pai-saje hacen que no sea posible explicar las pro-pias características de un determinado espacioforestal, ni incidir con éxito en su gestión, sinacudir a un contexto espacial más amplio y a losprocesos que en él se desarrollan.

Por ejemplo, GIL-TENA et al. (2009b) estu-diaron las dinámicas de expansión y los cambios

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en la distribución y riqueza de aves en Cataluñaen un periodo de 20 años y mostraron que lacolonización de determinados espacios por lasaves forestales no quedaba explicada ni por lascaracterísticas intrínsecas ni por la evolución enlos últimos años de los bosques colonizados,sino por los cambios acaecidos en un contextoespacial más amplio, en las zonas de bosque cir-cundantes a las colonizadas. Estas zonas circun-dantes, en las que ya estaban presentes muchasde las especies de aves al inicio del periodo ana-lizado, experimentaron mejoras en la calidad delhábitat forestal (debidas fundamentalmente a lamaduración del bosque) que dieron lugar a unincremento de sus poblaciones, cuyos exceden-tes se dispersaron a las nuevas zonas coloniza-das a través de los patrones de conectividad enel paisaje forestal y relaciones de tipo fuente-sumidero (GIL-TENA et al., 2009b), de acuerdocon el modelo conceptual de PULLIAM (1988).Del mismo modo, ZOZAYA et al. (2010) analiza-ron qué factores podían explicar las colonizacio-nes tras los incendios por parte de especies deaves generalistas y de espacios abiertos talescomo el escribano hortelano (Emberiza hortula-na), en un conjunto de 51 grandes incendios (demás de 50 hectáreas) en Cataluña. Los resulta-dos muestran que el flujo de dispersión recibidopor las áreas quemadas desde otras zonas dehábitat (más o menos alejadas espacialmente)estuvo significativamente relacionado con lapresencia (o ausencia) de la especie tras losincendios (ZOZAYA et al., 2010). La superficie yotras características intrínsecas de las zonas que-madas no fueron tan determinantes para explicarlas colonizaciones de estos nuevos espaciosabiertos por parte de las aves analizadas, lo queindica que la conectividad del paisaje juega unpapel clave para explicar y limitar estas dinámi-cas de la fauna tras los incendios forestales(BROTONSet al., 2005; ZOZAYA et al., 2010).

Incorporación de consideraciones relativas a lafragmentación y conectividad de los bosques enla ordenación y planificación forestal

Una de las primeras propuestas para incor-porar criterios de fragmentación y conectividadde los bosques en la ordenación forestal fue la

realizada por HARRIS (1984). Este autor contem-pló la necesidad de asignar unas determinadaszonas del monte a reservas integrales sujetas aevolución natural, pudiendo quedar el resto delmonte orientado a satisfacer las necesidadesproductivas, como ha quedado establecido porejemplo en Navarra, donde el artículo 41 delDecreto Foral 59/1992 (por el que se aprueba elReglamento de Montes en desarrollo de la LeyForal 13/1990) establece que “en los montescatalogados, bien de utilidad pública o bienprotectores, al menos un 5% de su superficieserá conservada sin actuación humana, someti-da a su evolución natural”. En el modelo deHARRIS (1984) estas zonas de evolución naturalse conciben como el núcleo del monte al quetodos los tramos de corta están conectados (en elsentido estructural y de contigüidad espacial).Las especies más exigentes y fuertemente aso-ciadas a los bosques maduros y desarrolladosencontrarían su hábitat en dicho núcleo de reser-va, así como en los tramos próximos a su desti-no y con edades de la masa más avanzadas.Desde ellos quedaría garantizada la posibilidadde desplazamiento de las especies, en el momen-to que se iniciaran las cortas finales y se sustitu-yeran las masas adultas por otras de regenerado,hacia el núcleo central de reserva y, a través deéste, a los otros tramos con fustales disponiblesen el monte. Las especies forestales más genera-listas o de mosaico encontrarían condicionesmás adecuadas para su desarrollo en la combina-ción de las diferentes clases de edad (desderepoblados hasta fustales) en los tramos decorta. Además, en dicho modelo las extraccionesse programan de manera que las nuevas zonasde corta nunca estén situadas junto a los siguien-tes tramos en destino, sino junto a otros de eda-des intermedias (respecto al turno fijado), con loque se consigue una mayor continuidad estruc-tural y una transición más progresiva entre lasdiferentes zonas que van siendo objeto de lascortas de regeneración. Finalmente, las opera-ciones de saca se harían hacia la zona exterior delos tramos, la opuesta al núcleo central, para evi-tar daños en dicho núcleo y en los elementosconectores entre el mismo y los propios tramos.Básicamente el modelo de HARRIS (1984) pre-tende que la organización espacio-temporal delas cortas no rompa en ningún momento la

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conectividad o continuidad física entre las zonasde bosque más desarrollado, así como evitar loscontrastes excesivos entre masas adyacentesresultantes de determinados patrones de corta,contrastes que son los que podrían hacer máspatentes los posibles efectos negativos de lafragmentación (KUPFERet al., 2006). Las pautasbásicas de este modelo, considerablemente sen-cillas, siguen siendo de interés y válidas hoy endía, aunque desde luego se pueden generalizar yperfeccionar a la luz de otras consideracionestratadas previamente en este artículo, así comomodular para adaptarlas a las condiciones ynecesidades de cada ordenación concreta. Eneste sentido, se podría por ejemplo tener encuenta la conectividad funcional más allá de laestricta contigüidad espacial, incluir mosaicosheterogéneos con otras zonas no necesariamentearboladas o no necesariamente forestales, distri-buir las áreas de reserva en más de una zona delmonte y no necesariamente con una disposicióncentral en el mismo (dependiendo de la exten-sión del monte y otros condicionantes de ges-tión), considerar contextos espaciales másamplios que el del propio monte, etc.

Por otro lado, los aspectos relacionados eltamaño de las teselas de bosque, tratados ante-riormente, deben también influir en la planifica-ción forestal. En general es difícil dar recetassimples y de aplicación general, dada la granvariabilidad de las respuestas de las distintasespecies a los procesos de fragmentación y latodavía notable escasez de estudios científicosque proporcionen indicaciones concretas al res-pecto (especialmente en nuestros medios medite-rráneos). Sin embargo, estudios previosrealizados en España sugieren un tamaño detesela de bosque de 100 hectáreas como unumbral por debajo del cual empieza a hacersemás notoria la ausencia de diferentes especies devertebrados forestales (SANTOS Y TELLERÍA,1998). Estas consideraciones deberán ademástener más protagonismo cuando la planificaciónafecte a las zonas de mayor xericidad (mitad sury sureste de España), cuando la superficie debosque no represente más del 30% del total delpaisaje, y cuando existan especies de valor deconservación con capacidades de dispersiónlimitadas (SANTOS Y TELLERÍA, 1998; ANDRÉN,1994; BOUTIN & HEBERT, 2002; SAURA & RUBIO,

2010). En tales circunstancias las cortas debenorganizarse de manera que respeten la continui-dad física de unidades de bosque suficientemen-te grandes. Del mismo modo, las repoblacionesforestales deberán plantearse en la medida de loposible en zonas de suficiente extensión, o biendesarrollarse junto a otros bosques ya existentespara completar con ellas unidades de mayortamaño, de manera que las nuevas masas tenganefectivamente un papel de hábitat para un con-junto suficientemente amplio de especies. En elcaso contrario, caracterizado por la abundanciade cubierta arbolada y/o por elevadas capacida-des de dispersión de las especies de interés, éstaspercibirán el hábitat forestal como un conjuntofuncionalmente continuo, teniendo menorimportancia la fragmentación y el tamaño de unadeterminada tesela de bosque concreta dentro delmosaico del paisaje (SAURA & RUBIO, 2010).

En lo que se refiere a la consideración explí-cita de la conectividad del paisaje en la planifica-ción forestal, es necesario pasar de los máshabituales análisis descriptivos, que nos indicansi un paisaje está más o menos conectado pero noproporcionan resultados de interés directo para lagestión, a análisis orientados a la toma de deci-siones y la distribución de usos mediante la iden-tificación y priorización de los elementos quecontribuyen en mayor medida a la conectividaddel conjunto del paisaje (PASCUAL-HORTAL Y

SAURA, 2008a; PASCUAL-HORTAL & SAURA,2008b). Ello incluye tanto orientar las medidasde gestión y conservación en las zonas más críti-cas para el mantenimiento de la conectividadcomo evaluar las zonas en las que las repoblacio-nes tendrían efectos más beneficiosos en térmi-nos de una mejora en la misma. En este sentido,existen metodologías e índices desarrolladosespecíficamente para estos fines y con prestacio-nes especialmente apropiadas para la planifica-ción operativa en el ámbito forestal y territorial,basadas en estructuras de grafos y en el concep-to de medir la disponibilidad de hábitat a escalade paisaje (URBAN & K EITT, 2001; PASCUAL-HORTAL & SAURA, 2006; SAURA & PASCUAL-HORTAL, 2007; SAURA & RUBIO, 2010). Estasmetodologías e índices han sido implementadasen el programa informático Conefor Sensinode(SAURA, 2008; SAURA & TORNÉ, 2009), cuya ver-sión 2.2 está disponible gratuitamente para su

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descarga desde http://www.conefor.org, juntocon un detallado manual y extensiones específi-cas para ArcGIS o ArcView que pretenden hacerel programa de manejo sencillo por parte de dife-rentes tipos de usuarios. El Conefor Sensinode, apesar de su reciente publicación, se ha utilizadoya en una amplia variedad de aplicaciones enEspaña, Italia, Finlandia, el conjunto de la UniónEuropea, Estados Unidos, China y otros países(PASCUAL-HORTAL & SAURA, 2008a; 2008b;NEEL, 2008; D’ALESSANDRO et al., 2009a;2009b; GÓMEZ-MANZANEDO et al., 2009;EUROPEAN ENVIRONMENTAL AGENCY, 2009;PAROTTO-BALDIVIESO et al., 2009; SACCO et al.,2009; VERGARA et al., 2010; FU et al., 2010;KNICK & HANSER, 2009; LAITA et al., 2010,SAURA et al., 2010). Otros programas informáti-cos de uso libre y de interés para el análisis de laconectividad del paisaje forestal son PathMatrix(RAY, 2005), extensión para ArcView 3.x dispo-nible en http://cmpg.unibe.ch/software/pathma-trix/, Circuitscape (MCRAE et al., 2008),disponible en http://www.circuitscape.org/,Corridor Designer (MAJKA et al., 2008) , dispo-nible en http://www.corridordesign.org/, Guidos(VOGT et al., 2007) , disponible enhttp://forest.jrc.ec.europa.eu/download/softwa-re/guidos y LQGraph (FULLER & SARKAR, 2006),disponible en http://uts.cc.utexas.edu/~cons-bio/Cons/ResNet.html.

LAS DINÁMICAS DE LOS BOSQUES AESCALA DE PAISAJE Y SUPROYECCCIÓN

Los sistemas de evaluación y seguimiento delas dinámicas de los bosques se han centradotradicionalmente en la escala de rodal, con algu-na excepción como la del sistema SISPARES,que cuantifica los cambios en los paisajes rura-les españoles mediante fotografías aéreas de losaños 1956, 1984 y 1998, en una muestra de másde 200 zonas de 16 km2 distribuidas por todaEspaña (ELENA-ROSSELLÓ, 2003; ORTEGA et al.,2008), cuyos resultados se muestran enhttp://www.ecogesfor.org/ y http://www.sispa-res.com, estando prevista su próxima actualiza-ción a partir de fotogramas recientes del PlanNacional de Ortofotografía Aérea. Aunque las

dinámicas de los rodales individuales son sinduda fundamentales, es necesario complementary ampliar el estudio y previsión de los cambiospresentes y futuros para incorporar las dinámi-cas e interacciones espaciales y temporales a laescala más amplia de paisaje, e integrar de estamanera los diferentes aspectos e implicacionesrelevantes, tanto ecológicas como de gestión,descritos en apartados anteriores.

En este ámbito, una de las aproximacionesque está teniendo un mayor desarrollo en los últi-mos años consiste en la proyección de las diná-micas del paisaje forestal bajo determinadosregímenes de perturbaciones y gestión forestalmediante modelos espacialmente explícitos(SCHELLER & M LADENOFF, 2007; HE, 2008;SHIFLYE et al., 2008). Estos modelos sirven deapoyo para explorar y evaluar los efectos de dife-rentes escenarios y alternativas de gestión enámbitos espaciales y temporales amplios, y estáncomenzando a formar parte de las herramientashabituales de trabajo de los gestores forestales enalgunas zonas, especialmente en Norteamérica(e.g. MLADENOFF & BAKER, 1999). Partiendo dela distribución y características de las masas pro-porcionada por el inventario y cartografía fores-tal en una escala suficientemente amplia, seincorporan las dinámicas de sucesión, los cam-bios provocados por las cortas y otros tratamien-tos selvícolas, los efectos de perturbaciones talescomo los incendios forestales, y otros procesosrelevantes como la dispersión de las semillas y elcambio climático, y se proyectan hacia el futuroconsiderando y haciendo énfasis específicamen-te en las interacciones espaciales y temporalesentre todos estos procesos. Ello permite un aná-lisis de las dinámicas de los bosques más com-pleto y rico que el que se obtendría mediante laaplicación aislada y suma de los modelos indivi-duales (modelos de crecimiento, riesgo de incen-dios, etc.) que pueden estar alimentando losmodelos integrados a escala de paisaje. Estosúltimos no son incompatibles con los modelos aescala de rodal; muy al contrario, se nutren deellos y los incorporan en su seno para proporcio-nar una panorámica más amplia y completa delos cambios y procesos actuantes (e.g. PENNANEN

et al., 2004). Dada la dificultad de parametrizarestos modelos en marcos espaciales y temporalesamplios, estos enfoques no tienen tanto un afán

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predictivo como exploratorio de los efectos ytendencias generales de distintas alternativas degestión, y sus posibles beneficios o perjuicios enaspectos relevantes a escala de paisaje (BOUTIN

& HEBERT, 2002). La capacidad que tienen estosmodelos de generar escenarios de la posible evo-lución y estado futuro de los bosques a escala depaisaje les confieren un especial valor de cara acomunicar los objetivos y efectos de la gestiónforestal planteada, ya que la escala de paisaje esmuy próxima a la que la sociedad, las poblacio-nes rurales y los propios centros de decisión per-ciben el medio forestal (SPIESet al., 2002).

Son muchos los estudios que se enmarcan eneste enfoque metodológico, utilizando modelos osimuladores como LANDIS (LandscapeDisturbance and Succesion Model), disponibleen http://www.nrs.fs.fed.us/tools/landis/ o enhttp://www.landis-ii.org/, HARVEST (disponibleen http://www.nrs.fs.fed.us/tools/harvest/), oSELES (Spatially Explicit Landscape EventSimulator), disponible en http://seles.info/. Estosmodelos se han aplicado para una variedad deobjetivos, incluyendo los efectos de la gestión enla configuración espacial del paisaje (GUSTAFSON

& CROW, 1996; GUSTAFSONet al., 2007; ZOLLNER

et al., 2008), las interacciones entre gestión fores-tal, distribuciones de edad de las masas forestalesy riesgo y régimen de incendios (FALL et al.,2004; GUSTAFSONet al., 2004), la respuesta de lospaisajes y especies arbóreas forestales al cambioclimático (SCHELLER & M LADENOFF, 2008; XU etal., 2009), los efectos de distintas alternativas degestión en la calidad y disponibilidad de hábitatpara distintas especies de fauna (SHIFLYE et al.,2006) o la evaluación de los efectos futuros dediferentes planes de reforestación (BU et al.,2008). Sin embargo, estos modelos y enfoques nohan tenido todavía apenas repercusión en la pla-nificación forestal en España, aunque cabe espe-rar que a corto o medio plazo se vayaincrementando su difusión y uso efectivo.

CONCLUSIONES, DIFICULTADES YRETOS

La perspectiva y aportaciones conceptualesdesarrolladas en el ámbito de la ecología del pai-saje y otras disciplinas afines brindan nuevos

criterios y herramientas para la planificación yordenación forestal que, lejos de excluir o susti-tuir otras aproximaciones y escalas de trabajo, secomplementan y refuerzan de forma natural conéstas, y ofrecen nuevas posibilidades y oportuni-dades que contribuyen a enriquecer y ampliar elmarco tradicional de la ordenación forestal y areforzar la multifuncionalidad y el uso sosteni-ble de los ecosistemas forestales. Esta perspecti-va nos indica que al gestionar un rodal o montees necesario mirar más allá de sus propios lími-tes, ya que la consecución de los objetivos plan-teados puede no depender sólo de lasactuaciones que podamos llevar a cabo dentrodel mismo, y que éstas pueden a su vez tenerefectos en un contexto espacial más amplio. Losrodales y bosques no deben concebirse comouna isla dentro del territorio, sino como parteintegrante de un mosaico territorial más extensoy más complejo, y como unidades dinámicasque interaccionan entre sí y con otros usos yzonas del paisaje mediante procesos ecológicosque no se detienen en los límites administrati-vos, dasocráticos o los marcados por una clasifi-cación de cubiertas o usos del suelo.

Durante cierto tiempo, la necesidad de apli-car tratamientos selvícolas en la ordenación demontes ha quedado justificada, o al menos así hasido percibido por una parte de la sociedad, porla necesidad de extraer la posibilidad y aprove-char el potencial de producción del monte, yasea de manera directa mediante las cortas deregeneración, o mediante tratamientos de mejo-ra orientados a incrementar el valor de los fustesen el momento de la corta final. A medida que seha ido produciendo la disminución del precioreal de la madera, el aumento del coste de lamano de obra y los cambios en el contextosocioeconómico y en las propias demandassobre los bosques, los objetivos productivos hanido languideciendo en mayor o menor medidaen algunas zonas de nuestro país. Una parte dela sociedad ha interpretado que en este contextono era ya necesario acudir a los tratamientos sel-vícolas y que la no intervención constituía lamejor respuesta para las nuevas demandas (talescomo la conservación de la biodiversidad),resultando en un abandono o disminución de lagestión en muchos montes españoles y, en algu-nos casos, en una creciente densificación de las

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masas y homogeneización de los paisajes fores-tales. Hemos discutido cómo estas tendenciaspueden tener efectos empobrecedores sobre ladiversidad a diferentes escalas, y cómo es nece-saria una planificación forestal integrada queabarque desde la escala de rodal hasta la escalade paisaje y que intervenga y actúe sobre lasmasas forestales al concebir las perturbacionescomo un agente modelador consustancial a lospropios ecosistemas. Son muchos los objetivosy funciones de los montes, más allá de los estric-tamente productivos, que requieren de la inter-vención activa y de los tratamientos selvícolaspara asegurar su adecuada consecución y con-servación (contención del riesgo de grandesincendios forestales, incremento en las tasas decaptura de carbono, etc.). En este sentido, la ges-tión forestal debe inducir directa o indirecta-mente un nivel, variedad e intensidad intermediade perturbaciones que resulte beneficioso tam-bién para el propio mantenimiento y fomento dela biodiversidad forestal y que al mismo tiempocontribuya a reactivar y transmitir con mayoréxito a la sociedad la necesidad de las actuacio-nes y los tratamientos selvícolas para mejorarlas condiciones de los bosques mediterráneos yla variedad de los servicios ambientales queéstos reportan. Una gestión activa concebida yplanificada a escala de paisaje, en la que lasactuaciones a escala de rodal se enmarquen den-tro de los objetivos en un contexto espacial másamplio, debe incidir sobre determinadas caracte-rísticas clave de la estructura del paisaje, favore-ciendo la diversidad y heterogeneidad delpaisaje forestal y procurando patrones espacia-les que mejoren la conectividad de los bosques ypor tanto la capacidad de las especies para adap-tarse a los cambios y dinámicas que actúan amúltiples escalas como resultado del cambiosocioeconómico y climático (e.g. GIL-TENA etal., 2009b; 2010), tendencias que podrían man-tenerse o incluso acentuarse en el futuro. Estasconsideraciones tienen especial cabida y rele-vancia dentro de las crecientes demandas degestión ajustada a las necesidades de los espa-cios forestales pertenecientes a la Red Natura2000, así como en la elaboración de los Planesde Ordenación de los Recursos Forestales (e.g.GARCÍA-FECED et al., 2008), entre otros instru-mentos de gestión forestal sostenible.

Sin embargo, buena parte de estas considera-ciones y aproximaciones metodológicas hanencontrado hasta el momento una aplicación engeneral escasa en la práctica de la ordenaciónforestal en España y en la región mediterránea ensu conjunto. Y ello a pesar de que es posiblemen-te en estos medios donde tendrían una mejor cabi-da y potencial, dada la heterogeneidad,variabilidad espacio-temporal y dinamismointrínseco de los bosques mediterráneos, que hanvenido siendo conformados y moldeados median-te una íntima y secular relación con el hombre ylas actividades antrópicas (e.g. TORRAS et al.,2008). Esto se explica por varios motivos. En pri-mer lugar, dado el reciente desarrollo de muchasde las aportaciones conceptuales y metodológicasderivadas de la ecología del paisaje y otras disci-plinas afines, éstas, aunque se van difundiendoprogresivamente entre gestores e investigadores,todavía no han tenido tiempo de alcanzar el lugarque posiblemente les corresponde tanto a nivel dela gestión como de la formación académica en elámbito forestal en nuestro país. En este sentido,cabe esperar que los nuevos planes de estudios degrado y máster contribuyan a paliar, al menos enparte, esta deficiencia.

En segundo lugar, al ampliar las escalas deplanificación se presenta la necesidad y el pro-blema de tener que involucrar a diferentes pro-pietarios, públicos y privados, o incluso adiferentes administraciones, con la variedad deintereses, objetivos y grado de implicación en lagestión, conservación y aprovechamiento de losmontes que puede haber entre los mismos. Lospatrones espaciales a escala de paisaje estáncontrolados, aunque no sea de forma voluntariay directa en la mayoría de los casos, por las deci-siones que cada una de esos propietarios toma auna escala más local (de monte o finca), y porlas interacciones que se establecen entre las mis-mas (SPIES et al., 2002). En la mayoría de loscasos, las soluciones a los problemas de gestióny conservación no se pueden abordar con éxitomediante la adopción de medidas individuales yaisladas en cada una de las propiedades. Ellorequiere de considerables esfuerzos para involu-crar a diferentes propietarios públicos y priva-dos y conseguir que modifiquen o coordinen susacciones individuales a una escala más localpara alcanzar unos determinados objetivos a

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escala del conjunto del paisaje y la propia soste-nibilidad de los procesos que en ella operan(SPIES et al., 2002). La escala habitual de latoma de decisiones en la ordenación forestal ylas escalas a las que operan estos procesosmuchas veces no coinciden, y aquí está sin dudauno de los principales retos y dificultades prác-ticas a superar en este ámbito.

En tercer lugar, la variabilidad en las respues-tas de las diferentes especies y procesos a la hete-rogeneidad, fragmentación, conectividad,dinámicas y perturbaciones en el paisaje, compli-ca la adopción de medidas que tengan un efecto yunos beneficios unívocos para todas ellas, y haceque no existan recetas cerradas que sean adecua-das para su aplicación sistemática y general entodos nuestros montes ni para todas las funcionesy servicios ambientales que proporcionan.Dependiendo de las especies presentes, los proce-sos actuantes, los objetivos preferentes, y otrosparticulares de la gestión y de los espacios en losque ésta se aplica, las soluciones serán posible-mente diferentes y habrá que explorarlas y definir-las en cada caso. Ello requiere sin duda un mayoresfuerzo por parte del gestor. Por un lado, le exigeun conocimiento más profundo y específico delmedio en el que va a aplicar la gestión, así comouna visión más multidisciplinar de la misma. Porotro lado, también le confiere una mayor respon-sabilidad, al menos en comparación con otrosmétodos de ordenación clásicos como el de lostramos permanentes, en los que el margen demaniobra (y también de error) por parte del gestorson más limitados. Pero al mismo tiempo al ges-tor se le abre un mayor abanico de posibilidades yla oportunidad de practicar una gestión más rica ycon una perspectiva más amplia, y de poner envalor, más aun si cabe, la necesidad de una plani-ficación y gestión forestal activa para responder alas nuevas demandas sobre los bosques.

Finalmente, es importante señalar que lasinvestigaciones en este ámbito son especialmen-te complejas dadas las amplias escalas espacia-les y temporales y la variedad de especies yprocesos ecológicos involucrados, resultandomuchas veces difícil la generalización de losexperimentos realizados de una escala a otra(e.g. BOUTIN & HEBERT, 2002). Ello hace que losconocimientos científicos en este ámbito seantodavía notoriamente escasos, y más aun en

nuestros medios mediterráneos, menos estudia-dos que los boreales, los tropicales y, sobre todo,los norteamericanos. Quedan muchos esfuerzosy aportaciones por hacer desde la comunidadcientífica para responder a estas necesidades deconocimiento y de nuevas propuestas, especial-mente en lo que se refiere a las interaccionesentre gestión forestal, patrones y procesos eco-lógicos en escalas amplias. Aunque ya haymetodologías, herramientas y conocimientoscientíficos disponibles y listos para su aplica-ción práctica en la planificación y gestión fores-tal operativa, otros muchos están a la espera desu desarrollo y las necesidades de investigacióny transferencia en este ámbito son especialmen-te notorias y acuciantes.

Agradecimientos

Buena parte de las ideas e investigacionesexpuestas en este artículo son el resultado desiete años de actividad en la Universidad deLleida y, en los últimos años, también en elCentro Tecnológico Forestal de Cataluña. Estostrabajos han sido desarrollados principalmenteen el marco de los proyectos CONEFOR (REN2003-01628), IBEPFOR (CGL2006-00312),DECOFOR (AGL2009-07140) y Consolider-Ingenio MONTES (CSD2008-00040), así comoa través de otros proyectos y convenios financia-dos por el Ministerio de Ciencia e Innovación, elMinisterio de Medio Ambiente y Medio Rural yMarino, y la Unión Europea, y han dado lugar atres tesis doctorales (Lucía Pascual Hortal,Asunción Gil Tena, Olga Torras Segura) y aotras actualmente en desarrollo, así como a acti-vas colaboraciones con otros grupos de investi-gación. Deseo extender un sinceroagradecimiento a todas estas instituciones y per-sonas por su decidido apoyo y sus enriquecedo-ras contribuciones durante todo este tiempo.

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