Manejo Integrado de Cuencas Forestales

Autores: Cristián Frêne y Carlos Oyarzún

Índice

1. Introducción 1.1. Cuencas hidrográficas en el paisaje 1.2. Contexto histórico del concepto manejo integrado de cuencas 1.3. Manejo integrado de cuencas 1.4. Cuencas forestales en el contexto del cambio global

2. Manejo integrado de cuencas forestales 2.1. Elementos fundamentales para conocer el estado de las funciones ecosistémicas de una cuenca

2.1.1. Balance hídrico 2.1.2. Flujo y ciclaje de nutrientes 2.1.3. Geomorfología (topografía y suelo) 2.1.4. Biota 2.1.5. Perturbaciones

2.2. Conectividad entre ecosistemas 2.3. Impactos del manejo forestal a escala de cuenca

2.3.1. Regulación del flujo de agua 2.3.2. Transporte de sedimentos 2.3.3. Ciclaje de nutrientes 2.3.4. Paisaje 2.3.5. Comunidades locales

2.4. Monitoreo a escala de cuenca 2.5. Mejores prácticas de manejo a escala de cuenca

3. La dimensión humana del manejo de cuencas

3.1. Uso humano del suelo y el agua de una cuenca 3.2. La cuenca desde la perspectiva económica 3.3. Implementación de la gestión de cuencas 3.4. Estrategias políticas en la gestión integrada de cuencas

4. Desafíos del manejo integrado de cuencas forestales en el contexto del cambio global 4.1. Estrategias para equilibrar el funcionamiento de los sistemas socio-ecológicos 4.2. Adaptabilidad en el monitoreo y manejo adaptativo 4.3. Conectividad y restauración a escala de paisaje

4.3.1. Conectividad 4.3.2. Restauración

4.4. Integrando el concepto de cuenca en el manejo de ecosistemas forestales

Abusamos de la tierra porque la consideramos como un bien que nos pertenece. Cuando vemos la Tierra como

una comunidad a la que pertenecemos, podemos empezar a usarla con amor y respeto. No hay otra manera para

que la tierra pueda sobrevivir al impacto del hombre mecanizado, ni para nosotros obtener de ella una cosecha

ética y, en virtud de la ciencia, contribuir a la cultura. Aldo Leopold (1949)

1. Introducción

1.1. Cuencas hidrográficas en el paisaje

La cuenca hidrográfica es un territorio delimitado por la propia naturaleza, esencialmente por los límites de las zonas de escurrimiento de las aguas superficiales que convergen hacia un mismo cauce (Likens 1992). Esta área de drenaje está definida por límites físicos más o menos precisos, que reciben el nombre de líneas divisorias de aguas de la cuenca (figura 1). Los límites de las cuencas son menos relevantes en zonas planas o de extrema aridez, y no necesariamente coinciden con los límites de los acuíferos (Dourojeanni et al. 2002). En palabras simples, una cuenca es una unidad territorial delimitada por las cumbres de los cerros que forman las divisorias de aguas y cuyos cursos confluyen hacia una salida o curso de agua común.

Las cuencas son sistemas dinámicos y abiertos, que están habitadas por poblaciones de especies vegetales y animales, incluyendo al ser humano, que interactúan con otros componentes como el agua, el suelo y el aire (Hornbeck y Swank 1992, Likens 1992). La cuenca, sus elementos naturales y sus habitantes poseen condiciones físicas, biológicas, económicas, sociales y culturales que le confieren características que son particulares a cada una (FAO 2007). En consecuencia, en la cuenca hidrográfica se ubican todos los elementos naturales y actividades que realiza el ser humano; allí interactúan el sistema biofísico con el socioeconómico y están en una dinámica integrada que permite valorar el nivel de intervención de la población y los problemas generados en forma natural y antrópica (García et al. 2005).

Desde una óptica utilitaria, podemos considerar a una cuenca como un sistema o “máquina” capaz de transformar la radiación solar, precipitaciones y otros factores ambientales, más el trabajo humano y la inversión de capital, en productos forestales, agrícolas, vida silvestre, satisfacciones estéticas, recreacionales, producción de energía y agua para la población, la agricultura y la industria. De tal modo, una cuenca es un ecosistema que presta diversos servicios a la sociedad (Valdovinos y Parra 2006).

Figura N°1: Esquema de una cuenca hidrográfica (Hornbeck y Swank 1992)

La visión de la cuenca como sistema, también supone el reconocimiento de elementos como: la interacción entre la parte alta, media y baja de la cuenca, y con la zona marino-costera cuando corresponde; el análisis integral de las causas, efectos y posibles soluciones de los problemas; la identificación y uso racional de las potencialidades de la cuenca y; el papel del agua como elemento integrador de la cuenca (García et al. 2005).

La cuenca hidrográfica es la unidad territorial más apropiada para mantener la salud, funcionamiento y conservación de los ecosistemas, ya que funciona en un ciclo constante, donde distintos componentes cumplen funciones de regulación y estabilidad (Likens 2001). El modelo de cuencas es una herramienta útil para formular preguntas acerca de los patrones y procesos en la escala de ecosistemas completos (Hedin y Campos 1991, Likens 2001). A lo largo de un río, desde su origen en la cabecera de la cuenca hasta su drenaje en otro cuerpo de agua, las variables físicas presentan un gradiente de cambio que provoca una serie de respuestas en los organismos constituyentes del sistema, que resulta en un continuo de ajustes bióticos y patrones consistentes de carga, transporte, utilización y almacenamiento de materia orgánica (Vannote et al. 1980), es decir, flujos de energía y materia del ambiente terrestre al acuático.

La escala es uno de los parámetros más importantes en la evaluación de las repercusiones del uso de la tierra en el agua (Maass 2004, FAO 2007). Una cuenca pequeña o microcuenca se puede definir espacialmente como aquella que comprende una superficie que va desde pocas hectáreas hasta aproximadamente 1.000 hectáreas y cuyos cursos de agua son generalmente de orden 1 a 2; cuando se trata de superficies y ordenes mayores se considera una cuenca grande o macrocuenca (López y Hernández 1980). Desde el punto de vista hidrológico, una característica que distingue una cuenca pequeña de una grande es que el efecto del escurrimiento superficial sobre los cursos de agua es dominante en el control de las crecidas (Martínez y Navarro 1995). En consecuencia, una cuenca pequeña es muy sensible a las lluvias de alta intensidad y corta duración, así como también al uso de la tierra; en macrocuencas el efecto del flujo en el cauce o el almacenamiento en el valle es más importante y la sensibilidad a las lluvias está supeditada a esos procesos (López y Hernández 1980).

Es probable que el uso de la tierra produzca repercusiones significativas en el régimen hídrico y la disponibilidad de agua sólo en las cuencas pequeñas; conforme éstas son más grandes, los efectos del uso de la tierra en el régimen hídrico se vuelven menos importantes, en comparación con los producidos por los factores naturales, como eventos pluviales extremos (Martínez y Navarro 1995). Sin embargo, también en las cuencas muy grandes el uso de la tierra a gran escala (p.e. varios cientos de hectáreas) o las actividades de alto impacto (p.e. actividad industrial) repercuten en la calidad del agua; mientras más grande la superficie de la cuenca, más compleja es la interacción entre los intereses socio-económicos locales y externos, y mayor la necesidad de ordenación en espacio y tiempo (Maass 2004, FAO 2007).

1.2. Contexto histórico del concepto manejo integrado de cuencas

Existen evidencias que la idea básica de manejo de cuencas hidrográficas se remonta al menos a los antiguos griegos (Hamilton 1995). En los pueblos originarios de muchas partes del mundo, el concepto de manejo de cuencas está más cercano al manejo ecosistémico, ya que transmite un sentido de relaciones entre lo vivo y lo no vivo en un territorio; sin embargo se diferencia del concepto científico de ecosistema, ya que se basa en la idea de que todos los elementos del ambiente tienen vida y espíritu (Berkes et al. 1998).

Desde los inicios de la agricultura, los seres humanos manipulan el agua y las laderas en beneficio de los cultivos. Para el año 3000 a. C., los primeros intentos de regular el agua evolucionaron hacia extensos y complejos sistemas de irrigación. La irrigación fue descubierta en China, a orillas del río Amarillo, y en el Creciente Fértil, que corresponde a las cuencas hidrográficas de tres importantes ríos del Medio Oriente: el Nilo, el Éufrates y el Tigris. Desde estas cuencas la irrigación se difundió rápidamente por Asia. Para el año 2500 a. C., la cultura de regadío se practicaba en el valle del Indo, y entre 500 y 1000 años después se había extendido hacia la India peninsular y Asia sudoriental. En el año 1500 a. C. ya se practicaba la irrigación en el continente americano y la capacidad de regular las corrientes de agua aumentó en las culturas precolombinas: para el año 1000 d. C., los Incas habían perfeccionado un complejo modelo de manejo de cuencas hidrográficas, basado en la integración vertical de diferentes ecotipos existentes en las cuencas andinas (FAO 2007).

En el medio Oriente se registran escritos que indican que el sultán Mehmed II instituyó medidas de conservación de cuencas cuando los turcos otomanos capturaron Constantinopla en 1453 (Berkes et al. 1998). Hamilton (1995) se refiere a un grabado chino del siglo XVI sobre el establecimiento de árboles para la conservación del río, lo que implica que los chinos sabían de la relación entre bosques, erosión y calidad del agua. Registros

escritos que se remontan al mismo siglo muestran que las comunidades suizas controlaban las cuencas hidrográficas y utilizaban los elementos de la cuenca de manera integral (Berkes et al. 1998).

Los inicios del concepto manejo de cuencas (watershed management), en el sentido de “manejarla” o “manipularla” para regular la descarga de agua que proviene de la misma, se encuentran en las escuelas forestales de los Estados Unidos de Norteamérica; en unos casos se buscaba convertir los suelos en “esponjas absorbentes de agua” y así regular la descarga de agua en cantidad, calidad y tiempo, retardando la descarga superficial y aumentando el flujo base; en otros casos el objetivo era controlar la deposición de nieve en zonas sombreadas para que se derrita más lentamente, siempre buscando retardar y reducir la escorrentía superficial y aumentar la infiltración (Dourojeanni et al. 2002).

A partir de la década de 1970 en todo el mundo se comenzaron a percibir los peligros ambientales que corría el planeta (FAO 2007). En los países desarrollados el enfoque de manejo integrado de cuencas hidrográficas surge asociado a la preocupación por la planificación y manejo de los recursos hídricos y su relación con la protección de obras de infraestructura. En América Latina los primeros proyectos tuvieron ese enfoque, como consecuencia de la adopción de esta racionalidad, pero han evolucionado significativamente durante las últimas décadas (García et al. 2005). La gestión integrada de cuencas hidrográficas del decenio 1980 fue precursora del desarrollo sostenible mencionado por primera vez en el informe de la Comisión Brundtland, “Nuestro Futuro Común” (CMMAD 1987), e impulsado en la Cumbre de Río en 1992 (FAO 2007).

El análisis de la evolución del manejo de cuencas se puede relacionar con la implementación de proyectos, observando diferentes etapas: una primera generación de proyectos enfocado en el control de inundaciones, protección de obras de infraestructura y generación de empleo; una segunda generación de proyectos orientados al manejo de recursos naturales y uso racional de los recursos y; una tercera generación de proyectos enfocada en el manejo de elementos naturales bajo los principios del desarrollo sostenible (García et al. 2005), incorporando una gestión participativa e integrada, comprometiendo a la población local (FAO 2007).

Históricamente, un reto importante en la gestión de los ecosistemas y la conservación ha sido tratar a las sociedades humanas como parte de la naturaleza, así como entender su enorme influencia sobre la dinámica de los ecosistemas, haciendo hincapié en que la humanidad siempre dependerá de las funciones ecosistémicas como soporte de vida, independiente de la sofisticación tecnológica que pueda alcanzar (Berkes et al. 1998).

1.3. Manejo integrado de cuencas

En términos generales se puede definir el manejo como las actividades del ser humano tendientes a intervenir en los procesos naturales y socio-económicos, con el fin de controlarlos en función de sus objetivos prácticos inmediatos y/o de largo plazo (López y Hernández 1980).

El manejo integrado de cuencas es un proceso que promueve el aprovechamiento coordinado de la tierra, el agua y los elementos relacionados, con el fin de maximizar el bienestar social de manera equitativa y sin comprometer la sustentabilidad de los ecosistemas (FAO 2007). El manejo integrado de cuencas no sólo permite la gestión equilibrada de los elementos naturales, sino también la integración de los actores involucrados en una sola problemática, en lugar de atender varios problemas sectoriales dispersos (Cotler 2004). Algunos principios básicos del manejo integrado de cuencas son (Naiman et al. 1998):

a) Cooperación: la complejidad de la información y el alcance del cambio superan la capacidad de un solo grupo de actores o de una sola disciplina

b) Equilibrio: las soluciones técnicas a los problemas generados por el humano pueden ser equilibrados con la mantención de los componentes ambientales, proporcionando servicios ecosistémicos

c) Decisiones basadas en datos: minimizar las decisiones basadas en la conceptualización y la percepción, buscando la toma de decisiones basadas en datos como estándar para la resolución de problemas

d) Equidad de las regulaciones: aplicar los reglamentos de manera uniforme en toda la cuenca, para promover iniciativas locales, equidad e incentivos a los propietarios

e) Actividades humanas: reconocer y aceptar que las actividades humanas son elementos ecológicos fundamentales en la cuenca.

La cuenca como unidad geográfica constituye un ámbito biofísico y socio-económico ideal para caracterizar, diagnosticar, planificar y evaluar el uso de los elementos, el ambiente y el impacto global de las prácticas de manejo (figura 2), en tanto que la unidad de producción o el sitio específico puede ser el medio adecuado para implementar el manejo, según la aptitud de la cuenca y de acuerdo a los sistemas productivos, en el marco de la dinámica de su entorno ecológico y socio-económico; la integración de todas las unidades de producción y sitios específicos de intervención bien manejados permitirá lograr el manejo integrado de cuencas (García et al. 2005).

Figura N° 2: Esquema conceptual de manejo integrado de cuencas

El manejo integrado de cuencas tiene que ver sobre todo con la gravedad, que hace correr el agua de lluvia a una velocidad y con una fuerza directamente proporcional al gradiente de la ladera; las rocas, el suelo, la cubierta vegetal y las obras construidas por el ser humano pueden contener la escorrentía y derivar una parte de la misma hacia el subsuelo. La gravedad permite distribuir la lluvia de las montañas hacia las zonas bajas, crear y renovar los cursos de agua superficiales y subterráneos, irrigar las plantas, dar de beber a los animales, enriquecer los suelos con minerales y sedimentos orgánicos y transportar material biológico; la gravedad da un gran dinamismo y entropía a los ecosistemas en las cuencas hidrográficas (FAO 2007).

El proceso de manejo integrado de cuencas provee la oportunidad de tener un balance entre los diferentes usos que se le pueden dar a los elementos naturales y los impactos que estos usos tienen en la sostenibilidad de los elementos. Implica la interacción de los elementos naturales y la población de la cuenca, de ahí que se requiera la aplicación de las ciencias sociales y naturales. Esto conlleva una visión integral, inter y multidisciplinaria y la

Evaluación

Monitoreo del

proceso, revisión

del plan

Implementación

Acciones de gestión,

institucionales y legales,

desarrollo de capacidades

Plan MIC

Validación local,

aprobación

política

Elección de

estrategia

Identificar metas,

priorizar objetivos, definir

estrategia de acción

Análisis de la

situación

Problemas,

caracterización

biofísica y social

Visión Política

Compromiso con el

MIC

Plan de Trabajo

• Generación de

conciencia

• Participación de

interesados

• Compromiso político

Inicio Compromiso institucional

Compromiso local

Formación de equipo

participación de la población en los procesos de planificación, implementación, seguimiento, evaluación, concertación y toma de decisiones (figura 2). Por lo tanto el manejo integrado de cuencas implica el desarrollo de capacidades locales que faciliten la participación real de todos los actores (García et al. 2005); debe incorporar la cultura y valores de las comunidades humanas que viven en las cuencas y reconocer que los límites institucionales pueden entrar en conflicto con los límites de las cuencas, que tienen diferentes significados para los residentes (Brooks 2002).

El enfoque socio-ambiental considera al ser humano y sus organizaciones en el centro del manejo integrado de cuencas, porque de sus decisiones y gestiones dependen el uso, manejo y protección de los elementos naturales y del ambiente en general (García et al. 2005). Este enfoque contrasta con el uso de las clasificaciones parciales por componentes naturales (p.e. suelos, vegetación, clima, relieve, geología, hidrología), que no permiten obtener una visión holística de la naturaleza, pues se basan en las peculiaridades de un componente dado, mientras que el enfoque socio-ambiental otorga igual peso a todos los componentes y los integra en una perspectiva espacial de paisaje, que facilita esclarecer las propiedades inherentes al ecosistema como un todo.

Para lograr un equilibrio entre el funcionamiento de los ecosistemas y la satisfacción de las necesidades humanas se plantean algunos lineamientos para ser aplicados al manejo integrado de cuencas (modificado de Naiman y Dudgeon 2010):

a) Entender los efectos agregados de las actividades humanas dentro de una cuenca: determinar la configuración

espacial óptima de actividades de producción, protección y restauración (ordenación del territorio), minimizando los impactos sobre el agua y manteniendo funciones esenciales de los ecosistemas

b) Advertir las incertidumbres del entorno: reconocer que los sistemas naturales son inherentemente dinámicos e impredecibles, buscando formas innovadoras de vivir con la variabilidad ambiental, en lugar de tratar de manejar exclusivamente para la estabilidad y la previsibilidad

c) Aceptar que los ríos y estuarios necesitan caudales ambientales: los sistemas de agua dulce necesitan una calidad de agua adecuada, en el momento adecuado y en las cantidades adecuadas para mantener las funciones de los ecosistemas y la biodiversidad. Estos flujos son esenciales para garantizar el suministro de bienes y servicios a las sociedades

d) Manejar la conectividad de los sistemas de agua dulce: es crucial mantener el flujo de materia, energía y organismos entre cuencas, ríos y sistemas costeros, reduciendo al mínimo la transferencia los contaminantes y especies invasoras

e) Entender las consecuencias de la pérdida de biodiversidad para las funciones ecosistémicas: las especies en los ecosistemas sostienen una gran variedad de procesos complementarios (p.e. ciclaje de nutrientes)

f) Desarrollar y evaluar nuevas tecnologías para el manejo y recuperación de cuencas degradadas: un mejor uso de las tecnologías de teledetección y modelación pueden mejorar la eficiencia del uso de la tierra y el agua, de manera que los costos económicos y ecológicos se vean reducidos

g) Aplicar un enfoque interdisciplinario: la colaboración entre disciplinas puede ser la base para una comprensión más integral del funcionamiento de las cuencas y la provisión de servicios ecosistémicos, facilitando la generación de estrategias para la restauración y rehabilitación

h) Mejorar la comprensión ecológica del sistema global del agua: el ciclo del agua es un sistema integrado, y su alteración tiene consecuencias para los pueblos, culturas y ambientes de todo el mundo. Aún queda mucho por descubrir, lo que incluye entre otros incrementar la comprensión de las consecuencias ambientales del comercio de agua virtual (uso de agua de una región para la producción de cultivos y productos que son exportados a otras regiones del mundo).

El manejo de los elementos naturales en la cuenca no siempre ha sido dictado por la aptitud de los paisajes físico-geográficos; las políticas públicas, la demanda del mercado y los modelos de desarrollo han marcado también los tipos de aprovechamiento en el tiempo (García et al. 2005, FAO 2007). Además, las demarcaciones político-administrativas rara vez coinciden con los territorios tradicionales o los límites ecológicos, como las cuencas (Tyler 2006).

Todo punto de la tierra puede relacionarse o ubicarse en el espacio de una cuenca hidrográfica, por lo que el análisis ambiental en un contexto de cuencas permite entender las interrelaciones entre los elementos y condiciones naturales (relieve, suelo, clima, vegetación), así como las formas en las cuales la población humana se organiza para apropiarse de los mismos e impacta en la cantidad, calidad y temporalidad del agua. La distribución de las unidades de paisaje en las zonas funcionales de la cuenca permite inferir la importancia de cada una de ellas para la obtención de servicios ecosistémicos (tales como la recarga de agua), así como su fragilidad intrínseca y su vulnerabilidad ante la presión antrópica.

El estudio a escala de cuenca, fundamental para implementar el manejo integrado de cuencas, permite tener una visión completa de las entradas y salidas de materia y energía en el sistema y mantener un monitoreo usando variables simples del estado de conservación del ecosistema, a través del análisis de calidad química y física del agua (Likens y Bormann 1995). Las pequeñas cuencas han sido ampliamente reconocidas como unidades adecuadas para investigar las respuestas de los ecosistemas a los cambios causados por perturbaciones naturales o humanas (Hedin y Campos 1991, Likens 2001). Sin embargo, para llevar a cabo estos estudios se requiere que la investigación se realice utilizando herramientas integradoras de conceptos.

1.4. Cuencas forestales en el contexto del cambio global

El cambio global inducido por la acción humana sobre los ecosistemas locales y regionales pone en riesgo la salud de las poblaciones humanas, que dependen de la provisión y mantenimiento en el tiempo de bienes (agua, madera, fibra, combustible, alimentos, medicina, etc.) y servicios ecosistémicos (regulación del ciclo hidrológico, protección y formación de suelo, regulación ciclos biogeoquímicos, hábitat para fauna, paisaje, aire limpio, recreación, educación, espiritualidad, etc. (MEA 2005). El rápido crecimiento de la población humana, asociado a consumo de energía, intensidad de uso de la tierra, actividad industrial, comercio, entre otras actividades, generan modificaciones a escala de paisaje, incluyendo pérdida y fragmentación de hábitats, urbanización, industrialización e instalación de monocultivos a gran escala (Vitousek 1994). Las prácticas productivas utilizadas actualmente promueven la desertificación, introducen especies invasoras exóticas, modifican los ciclos biogeoquímicos y extinguen especies, afectando la diversidad biológica y las funciones ecosistémicas (MEA 2005). A esto se suma el cambio climático acelerado, debido al aumento en la concentración de gases con efecto invernadero en la atmósfera (IPCC 2007) y la toxificación de la biósfera por metales, pesticidas, lluvia ácida, fertilizantes, entre otros (Vitousek 1994, MEA 2005). En consecuencia, los seres humanos no sólo están sujetos al cambio global, sino que además son sus principales forzantes.

Las cuencas forestales se ubican principalmente en sectores montañosos y son vulnerables a fuerzas de cambio, tanto naturales como antrópicas, que muchas veces actúan de manera sinérgica (Price 2005). Los ecosistemas de montaña son particularmente dinámicos en espacio y tiempo; las grandes perturbaciones provocadas por incendios, viento y deslizamientos de tierra pueden ocurrir de manera infrecuente, pero tienen importantes influencias sobre los bosques, determinando su composición, estructura y funciones (Drever et al. 2006). La ocurrencia de estas perturbaciones se ve influida por el cambio climático y las actividades humanas, a escala local y global, que interactúan de manera impredecible en las cuencas forestales a través del uso de la tierra (Price 2005) y la alteración de los ciclos biogeoquímicos (Vitousek 1994, Likens 2001, MEA 2005).

Quizás el mayor valor de las cuencas forestales es que están ubicadas en las cabeceras de las macrocuencas donde se originan los grandes ríos, que abastecen de agua dulce al menos a la mitad de las comunidades humanas en el mundo (Price 2005). Por lo tanto las situaciones que afectan a estos bosques importan no solo a quienes viven alrededor de ellos o los manejan, sino que tienen un impacto global para los ecosistemas que se encuentran aguas abajo y proveen de bienes y servicios a billones de seres humanos. Por ejemplo, en áreas templadas al menos la mitad del agua dulce que fluye por las tierras bajas (valles y humedales) viene de las montañas, y en aéreas semiáridas y áridas esta proporción pueda llegar hasta 90 ó 95% (Liniger y Weingartner 2000, Viviroli y Weingartner 2004). Por esta razón, las cuencas forestales de montaña son denominadas “torres de agua” naturales (Viviroli y Weingartner 2004).

Los registros climáticos de largo plazo indican un aumento de la temperatura global y de la variabilidad en las precipitaciones en las últimas tres décadas y las múltiples modelaciones predicen un aumento de estas

condiciones (MEA 2005). Las respuestas de los caudales en cuencas forestales ante el cambio climático están estrechamente relacionadas con modificaciones en la precipitación local, pero esta relación no es tan clara para la temperatura; la magnitud y el tiempo de respuesta de los caudales a los eventos de precipitación varían con las diferentes especies y estructuras del bosque (Laird et al. 2011).

Aún no existe un entendimiento cabal respecto a la contribución cuantitativa de las regiones de montaña en los balances hídricos regionales, o de la influencia que tienen los bosques en comparación con otros tipos de uso en estos balances (Price 2005, Vose et al. 2011), pero se ha estudiado que diferentes estrategias de manejo forestal pueden mitigar o exacerbar los efectos asociados al cambio climático (Laird et al. 2011). Para lograr una comprensión íntegra de la estructura y funciones de las cuencas forestales, con el fin de manejarlas adecuadamente y mantener la salud ecosistémica, se requiere un enfoque interdisciplinario, que combine los conocimientos de distintas ciencias, tales como las socio-económicas, del suelo, forestales, ecología, hidrología, biología y climatología, considerando múltiples escalas espaciales (Vose et al. 2011).

2. Manejo integrado de cuencas forestales

Los ecosistemas forestales se componen de comunidades biológicas de plantas, animales y microorganismos que interactúan con el suelo (sustrato) y atmósfera (clima) en un conjunto de procesos ecosistémicos asociados a componentes funcionales de la biodiversidad del ecosistema (Kimmins 2003). Atributos elementales de la biodiversidad son la composición, función y estructura (Franklin et al. 2002). La composición es la variedad y proporción de las diferentes especies; la función es el “trabajo” llevado a cabo por los componentes, incluyendo procesos tales como la productividad, el ciclaje de nutrientes y la regulación del ciclo hidrológico; la estructura incluye tanto la variedad de cada uno de los componentes, como la disposición espacial (horizontal y vertical) de estos componentes (Franklin et al. 2002).

Las fuentes de agua dulce de mejor calidad y constancia de flujo en el mundo se originan en los ecosistemas forestales; los agentes biológicos, químicos y las características físicas de los suelos forestales son especialmente adecuados para regular la calidad y flujo de los cursos de agua, y los árboles que ocupan el cauce proporcionan hábitats acuáticos diversos (Neary et al. 2009).

Los modelos conceptuales de desarrollo forestal deben orientar los esfuerzos a mantener las funciones clave de los bosques y su biodiversidad (Franklin et al. 2002), desarrollando prácticas de manejo que permitan conservar la resiliencia ecológica (Drever et al. 2006). El manejo de los bosques nativos bajo criterios ecológicos (Armesto y Smith-Ramírez 1994, Franklin et al. 2002) constituye un desafío para propietarios de bosque, profesionales e investigadores, por la enorme escala espacial que cubren estas formaciones boscosas en el mundo, sus particularidades biológicas y multifuncionalidad ecosistémica.

2.1. Elementos fundamentales para conocer el estado de las funciones ecosistémicas de una cuenca

La estructura y función de los ecosistemas están estrechamente vinculadas a la cuenca de captación de la que forman parte. Dado que los cursos de agua, lagos, humedales y su conexión con las aguas subterráneas son, literalmente, los “sumideros” en los que drena el paisaje, están muy influenciados por los procesos de cambio de cobertura y uso del suelo (Baron et al. 2002).

La zona de cabecera de las cuencas hidrográficas garantiza la captación inicial de las aguas y el suministro de las mismas a las zonas inferiores durante todo el año (Vannote et al. 1980). Los procesos que ocurren en la parte alta de la cuenca invariablemente tienen repercusiones en la parte baja, dado el flujo unidireccional del agua, por lo tanto la cuenca se debe concebir de manera íntegra, como una sola unidad (Vannote et al. 1980, Franklin y Forman 1987, Naiman et al. 1998, Cotler 2004, FAO 2007). Al interior de la cuenca, el agua funciona como distribuidor de insumos primarios (nutrientes, materia orgánica, sedimentos) producidos por la actividad sistémica de los elementos (figuras 3 y 4, Likens 2001). Este proceso modela el relieve e influye en la formación de los suelos en las laderas, y por ende en la distribución de la vegetación y del uso de la tierra (Liniger y Weingartner 2000, García et al. 2005).

El movimiento del agua de lluvia y los flujos superficiales a través de la red de drenaje, desde la parte alta de la cuenca hasta la parte baja, causa el desprendimiento y arrastre de partículas (sedimentos orgánicos y minerales) e induce la formación de valles, planicies o llanuras de inundación (Vannote et al. 1980, Liniger y Weingartner 2000). El sistema hídrico también refleja como se está manejando el suelo y la vegetación, así como el efecto de las actividades o infraestructuras que afectan directamente su funcionamiento (García et al. 2005).

Por todo lo anterior, es necesario identificar los principales elementos que permiten hacer un diagnóstico del estado de conservación de una cuenca, lo que será detallado en las sub-secciones siguientes.

2.1.1. Balance hídrico

El principal aporte de agua a una cuenca proviene de las precipitaciones (Donoso 1981). La cantidad de agua y el contenido de nutrientes que llegan al suelo dependen de las características de la cobertura vegetal, las condiciones químicas atmosféricas y la magnitud e intensidad de las precipitaciones, todos factores susceptibles de medir o modelar (Martínez y Navarro 1995). El dosel del bosque regula la radiación solar incidente y la recarga de agua en los suelos, interceptando y evaporando el agua de las precipitaciones directamente desde las copas de los árboles y la hojarasca del piso del bosque; además los árboles transpiran agua que obtienen del suelo (Donoso 1981). Sin embargo, también se debe considerar que en las zonas de alta montaña, un aporte importante de agua puede provenir de las nubes y neblinas Esta precipitación oculta significa un incremento adicional de agua al piso de los ecosistemas boscosos especialmente vía precipitación directa (goteo desde las hojas y ramas). Esta agua proveniente de las neblinas, es un contribuyente importante en las entradas de nitrógeno atmosférico a los ecosistemas boscosos (Oyarzun et al. 2004) Existen cinco funciones que describen la recepción, procesamiento y transferencia de agua en una cuenca (figuras 3 y 4): éstas son la captación y redistribución de precipitaciones, el almacenamiento de agua en el suelo y vegetación, cambio en las características químicas del agua, la descarga de agua del ecosistema y la creación de hábitats acuáticos asociados (Neary et al. 2009). La magnitud de los eventos de lluvia, el flujo base (escorrentía subsuperficial) y el contenido de humedad del suelo previo a las precipitaciones, tienen una marcada influencia en la respuesta hidrológica de una microcuenca (Martínez y Navarro 1995, Alila et al. 2009). La intensidad de la precipitación juega un rol relevante en el incremento de la descarga (escorrentía superficial; Martínez y Navarro 1995).

Uno de los procesos hidrológicos más relevantes es la redistribución de las precipitaciones (figura 3), definido como las alteraciones que sufre el agua de lluvia al atravesar el dosel del bosque, modificando los montos, intensidad y lugar en que el agua alcanza el suelo (Donoso 1981, Huber e Iroumé 2001). La composición, estructura vertical, densidad, cobertura de copas, ángulo de inserción de las ramas al fuste, características de los fustes y de la corteza de los árboles, así como la intensidad y magnitud de las precipitaciones, inciden fuertemente en el proceso de redistribución (Laio et al. 2001, Huber e Iroumé 2001, Best et al. 2003). Las condiciones meteorológicas previas también tienen consecuencias importantes para este proceso (figura 3).

Los diferentes componentes de la redistribución de precipitaciones se pueden determinar de acuerdo a la siguiente ecuación (Oyarzún y Huber 1999, Huber e Iroumé 2001):

Pi = Ps + Pt + In (1)

Donde, Pi: precipitación incidente; Ps: precipitación directa; Pt: escurrimiento fustal; In: pérdidas de agua por intercepción.

Una parte de las precipitaciones que llegan a un bosque es detenida temporalmente por la biomasa aérea, lo que se denomina intercepción (Donoso 1981, Humbert y Najjar 1992). Una fracción de la intercepción se evapora, pasando a incrementar la humedad atmosférica (Donoso 1981), resultando en una merma para el balance hídrico de estos ecosistemas. Muchos autores coinciden que esta pérdida de agua es la que más diferencia, desde el punto de vista hidrológico, las coberturas forestales de las demás cubiertas vegetales (Newson y Calder 1998, Huber y Trecaman 2000, Iroumé y Huber 2002, Best et al. 2003, Brown et al. 2005). Durante mucho tiempo se pensó que estas pérdidas de agua no deberían incrementar los valores de la evapotranspiración en un ecosistema forestal, sin embargo en zonas con clima templado-húmedo se reconoce que la intercepción es un adicional a la

evapotranspiración total (Calder 1998, Huber e Iroumé 2001, Best et al. 2003, Brown et al. 2005, Oyarzún et al. 2011). Los principales factores que influyen en la intercepción son:

a) Características del bosque: composición florística, densidad, cobertura de copas, estructura del dosel, ángulo de inserción de las ramas al fuste, características de los fustes y de la corteza, cantidad de líquenes y musgos adheridos (Donoso 1981, Laio et al. 2001, Huber e Iroumé 2001, Steinbuck 2002, Best et al. 2003).

b) Características de las precipitaciones: frecuencia, duración, cantidad e intensidad (Donosos 1981, Viville et al. 1993, Crockford y Richardson 2000, Iroumé y Huber 2002).

c) Condiciones meteorológicas: temperatura, humedad relativa, velocidad y dirección del viento, previo y durante las precipitaciones (Donoso 1981, Crockford y Richardson 2000, Steinbuck 2002).

Figura N°3: Modelo de redistribución de precipitaciones en un ecosistema forestal (Humbert y Najjar 1992)

La cantidad de lluvia que alcanza el suelo luego de atravesar los claros del dosel o por goteo desde el follaje y ramas se denomina precipitación directa (Donoso 1981, Martínez y Navarro 1995, Crockford y Richardson 2000). Los factores que inciden sobre la precipitación directa dependen en gran medida de la magnitud y frecuencia de las precipitaciones (Donoso 1981), más que de la fisonomía del bosque; sin embargo este componente varía con el tipo y el tamaño de las copas, la densidad y la cantidad de ramas (Viville et al. 1993).

La porción de la precipitación que desciende a través de los fustes u otra estructura vegetal hasta llegar al suelo se denomina escurrimiento fustal (Donoso 1981, Martínez y Navarro 1995). Este componente de la redistribución de precipitaciones es importante en la distribución espacial de la humedad del suelo, porque produce una concentración de agua al pie de los árboles (Huber y Trecaman 2000). El valor relativo de este escurrimiento es variable, puesto que entre las distintas especies influyen factores tales como la forma y tamaño de las copas, el espesor y tipo de corteza y el ángulo de inserción de las ramas en el fuste (Donoso 1981, Huber e Iroumé 2001). La presencia de cualquier tipo de vegetación adicional sobre la corteza (epífitas) reduce este

componente (Steinbuck 2002). En bosques nativos del centro-sur de Chile, los valores de escurrimiento fustal varían entre < 1 y 9% de la precipitación incidente (Oyarzún 2012).

Al llegar el agua al suelo se pueden producir tres sucesos: escurrir superficialmente, ser interceptada por la hojarasca o infiltrar al suelo mineral (Laio et al. 2001). El agua que escurre superficialmente alimenta directamente los cursos de agua. La fracción de las precipitaciones que es retenida por la hojarasca y reintegrada a la atmósfera por evaporación es importante en función de su espesor y si las condiciones micro meteorológicas en el bosque favorecen la evaporación (Huber e Iroumé 2001).

La capacidad de infiltración determina que el agua que llega al suelo escurra superficialmente o penetre en el perfil (Laio et al. 2001); se define como la cantidad máxima de agua que puede penetrar en el suelo por unidad de tiempo (Martínez y Navarro 1995). La infiltración depende de factores como la topografía del terreno, donde a mayor pendiente menor infiltración (Donoso 1981), y las características físicas del suelo, como textura, estructura, contenido de agua precedente, tamaño y continuidad de poros (Lal y Shukla 2004). El factor que más influye en este proceso es la porosidad del suelo, que es beneficiada por la actividad biológica y el contenido de materia orgánica (Neary et al. 2009). Si el coeficiente de infiltración (cociente entre intensidad de infiltración e intensidad de la lluvia) es mayor que 1, no habrá escorrentía (Martínez y Navarro 1995). En general, un suelo seco tendrá una tasa de infiltración mayor que uno húmedo, y poros que están mejor conectados incrementan esta tasa (Laio et al. 2001). En cuencas forestales de las zonas templadas se pueden generar flujos sub superficiales sustanciales, debido a las altas tasas de infiltración de los suelos superficiales ubicados encima de las capas de suelo menos permeables (Chen et al. 2010).

El agua que ingresa al suelo llena los poros de los horizontes superficiales; si aún existe un saldo de agua, ésta penetra a los estratos más profundos o se mueve horizontalmente dando origen a la escorrentía subsuperficial. Dependiendo del tipo de suelo, el agua puede quedar disponible para la vegetación o descender hasta el nivel freático en un proceso denominado percolación; en ambos casos, el agua desciende por gravedad a la sección de cierre de la cuenca (Martínez y Navarro 1995).

La evapotranspiración son las pérdidas de agua desde el suelo y superficies vegetales hacia la atmósfera, incluyendo el agua transpirada por las plantas (Hornbeck y Swank 1992); en general, la evaporación y la transpiración aparecen sumadas porque son difíciles de cuantificar separadamente (Martínez y Navarro 1995). La evapotranspiración representa la suma de pérdidas de agua por intercepción, transpiración del follaje y evaporación (Newson y Calder 1989).

La cantidad de agua involucrada en la evapotranspiración se puede calcular con la fórmula del balance hídrico, basada en el principio de continuidad de masas propuesto por Feller (1981) para ecosistemas boscosos. Para entender mejor los efectos de la cubierta vegetal sobre los procesos hidrológicos, la evapotranspiración se puede subdividir en evapotranspiración total y evapotranspiración neta, de acuerdo a las siguientes ecuaciones:

ETR = Pi - Q - ∆W - ∆F (2)

Donde, ETR: evapotranspiración total; Pi: precipitaciones; Q: escorrentía; ∆W: cambio en almacenamiento de agua en zona no saturada del suelo; ∆F: cambio en almacenamiento de agua en zona saturada del suelo (freática).

ETn = (Pi - In) - Q - ∆W (3)

Donde, ETn: evapotranspiración neta; In: pérdidas de agua por intercepción.

La evapotranspiración está influida por diversos factores, destacando las características meteorológicas, de la cubierta vegetal y del suelo (Huber et al. 2008, Huber et al. 2010). Entre los factores atmosféricos se distinguen la temperatura del aire, la velocidad y turbulencia del viento y el déficit de saturación de la atmósfera; entre los factores de la vegetación tienen importancia las características fisiológicas, el grado de cobertura, su desarrollo y la extensión del sistema radical (Huber e Iroumé 2001). El suelo incide en este proceso a través de la retención de agua aprovechable, que es función de la porosidad, textura y geología del suelo (Laio et al. 2001).

2.1.2. Flujo y ciclaje de nutrientes

El estudio a escala de cuenca permite evaluar los vectores de entrada y salida de energía y materia del ecosistema (figura 4), a través del análisis de la calidad química y física de los flujos de agua (Likens y Bormann 1995, Likens 2004). Es importante que los experimentos se realicen a una escala espacial coherente con los procesos estudiados y las prácticas de manejo utilizadas (Likens 1992); las microcuencas han sido reconocidas como unidades adecuadas para investigar las respuestas de los ecosistemas a los efectos de perturbaciones naturales o antrópicas (Hedin y Campos 1991, Likens 2001).

La circulación de los nutrientes es uno de los aspectos clave en la dinámica de los ecosistemas terrestres y forma parte integral en su evolución (Hedin et al. 1995, Huygens et al. 2007). La exportación de nutrientes frecuentemente se encuentra regulada por procesos complejos que ocurren dentro de una cuenca hidrográfica (figura 4; Likens y Bormann 1995). La eficiencia del ciclaje interno de nutrientes en los bosques es fundamental para disminuir la exportación de elementos o compuestos hacia los ecosistemas acuáticos y las pérdidas atribuidas a vectores hidrológicos (Huygens et al. 2008). El ciclaje del Fósforo (P) sigue un patrón similar al del Nitrógeno (N), con una baja eficiencia cuando existen altos niveles de circulación del elemento y un aumento sostenido a niveles bajos de disponibilidad de nutrientes (Gorham et al. 1979).

Figura N°4: Modelo conceptual de flujos y ciclos de elementos al interior de una cuenca (Likens 2004). El cuadro con línea continua representa el ecosistema completo (microcuenca). El cuadro con línea segmentada

representa el ciclaje de elementos al interior del ecosistema. Las flechas al interior del ecosistema representan los procesos de transformación interna, representando el intercambio de elementos entre los distintos

compartimentos. La flecha al costado derecho del cuadro representa vectores de flujo de origen meteorológico, geológico y/o biológico, que entran y salen del ecosistema.

La descomposición de la materia orgánica es un proceso relevante en el ciclaje interno de nutrientes (figura 4) y es realizado por organismos descomponedores presentes en la detritósfera, zona de restos vegetales y animales reconocibles y en descomposición, con su biota asociada (Beare et al. 1995). La mayor parte del abastecimiento de residuos proviene de hojas, ramas, corteza, flores, etc., y de las raíces muertas de las plantas (Wardle 2006).

La mezcla de distintos tipos de hojarasca y las interacciones tróficas impactan la biodiversidad del suelo (Wardle et al. 2004, Wardle 2006) y determinan relaciones estequiométricas propias para cada ecosistema. Las perturbaciones pueden modificar estos factores, produciendo cambios en la biota del suelo y por lo tanto en las tasas de descomposición de la hojarasca (Wardle et al. 2004, Elser et al. 2007).

La mayor parte de la investigación experimental sobre ciclos biogeoquímicos se ha desarrollado en el Hemisferio Norte (Likens y Bormann 1995, Lovett et al. 2000, Likens 2004), donde los ecosistemas han sido modificados de manera crónica por la actividad industrial, especialmente durante la última mitad del siglo XX (Likens y Bormann 1995, Hedin et al. 1995). Entre los efectos del impacto industrial en los vectores atmosféricos está la saturación de algunos ciclos de nutrientes como el N y el P (Aber et al. 1989, Vitousek 1994). Además, muchas hipótesis biogeoquímicas, tales como la retención diferencial de nutrientes durante la sucesión (Vitousek y Reiners 1975, Gorham et al. 1979), saturación de N de los ecosistemas terrestres (Aber et al. 1989) y función de los detritos en el ciclaje de nutrientes post-perturbación (Odum 1969), han sido propuestas a partir de experimentos y observaciones en ecosistemas perturbados del Hemisferio Norte. Se sabe mucho menos del funcionamiento de ecosistemas menos contaminados por vectores atmosféricos e hidrológicos, como es el caso de los bosques templados del sur de Sudamérica, por lo que la aplicación directa de las hipótesis biogeoquímicas propuestas en el Hemisferio Norte a estos ecosistemas es cuestionable (Hedin et al. 1995, Perakis y Hedin 2002).

En general, desde el punto de vista del ciclo del N, se puede clasificar de una forma simplificada a los ecosistemas terrestres en dos grupos: aquellos que tienen un ciclo “cerrado” del N y otros con un ciclo “abierto. El ciclo “cerrado” está caracterizado por su alta eficiencia en producir N biodisponible y alta retención en el sistema planta-suelo; el ciclo “abierto” por otro lado se considera menos eficiente, mostrando pérdidas significativas de N hacia los ecosistemas acuáticos y atmósfera (Huygens et al. 2007). Los bosques nativos del Sur de Chile poseen eficientes mecanismos de retención de nutrientes, especialmente N. Entre los procesos biogeoquímicos que permiten explicar la retención de N biodisponible en bosques prístinos localizados en suelos volcánicos de la cordillera de los Andes se encuentran (Huygens et al. 2008):

a) Nitrificación heterotrófica

b) Transformación de nitrato en amonio y en un compartimento de N orgánico disuelto

c) Transformación de nitrato en fracciones de N orgánico soluble.

Investigaciones en ecosistemas boscosos del Sur de Chile muestran que las exportaciones de N inorgánico vía escorrentía superficial significan cantidades mínimas comparado con el N orgánico, que constituye las principales salidas (Hedin et al. 1995; Perakis y Hedin 2002). Sin embargo, cuando la vegetación nativa es degradada las salidas de N inorgánico predominan (Oyarzun et al. 1998, Pérez et al. 2009).

2.1.3. Geomorfología (topografía y suelo)

La geomorfología de la cuenca limita significativamente la extensión y abundancia de la vegetación herbácea y leñosa, tanto en las laderas como en la zona ripariana (Engelhardt et al. 2012). Los bosques pueden cumplir un rol relevante en zonas con pendientes, al actuar como soporte (anclaje) al suelo mineral, generando suelo y al disminuir la erosividad de las precipitaciones por intercepción del follaje y la hojarasca (Neary et al. 2009).

En general se reconoce que la topografía ejerce un fuerte control sobre el movimiento y el almacenamiento de agua en el suelo (Martínez y Navarro 1995). Es considerada como un forzante del flujo sub superficial de agua y tiene gran influencia durante las tormentas, ya que permite modelar la rapidez con que la escorrentía superficial contribuye a los máximos caudales de descarga. Por lo tanto es determinante para evaluar la capacidad de acumular agua de una cuenca y la fracción de precipitación que se convierte en flujo subterráneo en las laderas inferiores de una cuenca (Chen et al. 2010).

El suelo es un complejo ecosistema donde interactúan diversos organismos y elementos que dan origen a la vida sobre la tierra (Wall y Moore 1999, Lal y Shukla 2004). Es un sistema trifásico (sólido, agua y aire) por lo que constituye un medio poroso, que lo convierte en uno de los principales reservorios de agua dulce en el planeta (Lal y Shukla 2004). En general, una microcuenca con altas pendientes posee suelos menos profundos que cuencas con pendientes medias o bajas (Chen et al. 2010).

En cuencas forestales, después de los factores del clima sigue en importancia las propiedades físicas del suelo (Schlatter 1993, Lal y Shukla 2004). Entre las características y propiedades del suelo son relevantes la profundidad del espacio arraigable, la composición granulométrica (textura), la estructura (Schlatter 1993, Lal y

Shukla 2004) y el volumen efectivo de suelo (suelo fino). Asociado a éstos, el régimen de agua (capacidad de agua aprovechable, drenaje) y de aire (porosidad gruesa), en iguales condiciones climáticas, son los principales causantes del cambio en la composición florística de la vegetación natural (Lal y Shukla 2004). Por otra parte, la oferta de agua y de elementos nutritivos que presenta el suelo superior (orgánico-mineral) son determinantes para el desarrollo de un bosque (Schlatter 1993). Todas estas características están condicionadas por el material de origen del cual se ha formado el suelo, por lo que entender el estado actual de un suelo requiere la comprensión exhaustiva del paisaje en el que se ha desarrollado.

La conectividad hidrológica es un mecanismo clave una vez que el agua llega al suelo, porque determina la escorrentía y la exportación de solutos desde las partes altas de la cuenca hacia los esteros (Pringle 2003). La conectividad hidrológica es un concepto que describe la transferencia mediada por agua de energía, materia y organismos al interior y entre los componentes del ciclo hidrológico. La capacidad de transmisión de un fluido se encuentra determinada por la continuidad e interconexión del sistema poroso; altos valores de continuidad de poros indican que el medio poroso presenta una alta capacidad de transmisión de fluidos, debido a la conectividad y baja tortuosidad entre los poros (Lal y Shukla 2004). La conectividad hidrológica es esencial para la integridad del ecosistema, por lo que la reducción o aumento de esta propiedad como consecuencia de perturbaciones puede tener importantes efectos sobre una cuenca (Pringle 2003).

El régimen de agua se define por la capacidad de agua aprovechable para las plantas (diferencia entre capacidad de campo y punto de marchitez permanente; Martínez y Navarro 1995), el drenaje y la conductividad hidráulica del suelo, siendo la primera variable de mayor relevancia (Schlatter 1993). La capacidad total de agua aprovechable debe relacionarse con el espacio de arraigamiento, si es mayor también será mayor el agua disponible (Schlatter 1993).

El tema suelos se aborda en detalle en el capítulo XX

2.1.4. Biota

Todos los ecosistemas terrestres contienen organismos sobre y bajo el suelo, que interactúan para influir en los procesos y propiedades a nivel de comunidad y ecosistema (Wardle et al. 2004, Coleman 2008). Algunos estudios muestran cómo estos componentes están estrechamente relacionados a nivel comunitario, lo que se ve reforzado por un mayor grado de especificidad entre las plantas y otros organismos (Wardle et al. 2004, Wardle 2006, Coleman 2008).

La vegetación actúa sobre el suelo forestal acumulando capas de hojarasca de alto contenido orgánico, que contribuyen al desarrollo de una micro y macro fauna abundante y diversa (Wall y Moore 1999). Los sistemas radicales en los bosques son extensos y relativamente profundos en comparación con los cultivos agrícolas y pastizales (Neary et al. 2009). En conjunto, estas condiciones biológicas favorecen suelos con macro porosidad alta, baja densidad aparente y altas tasas de conductividad hidráulica e infiltración.

Las comunidades biológicas del suelo suelen tener una mayor diversidad de organismos que sobre el suelo (Wardle 2006) y cumplen funciones fundamentales como la descomposición de materia orgánica para el ciclaje interno de nutrientes (Beare et al. 1995). Las características físicas influyen en la diversidad de los principales grupos de organismos, en una amplia gama de escalas espaciales y a través de diversos mecanismos (Coleman 2008). A escala local, la biodiversidad del suelo potencialmente puede ser afectada por interacciones dentro de los niveles tróficos o por interacciones tróficas directas en el suelo (p.e. los macro-invertebrados pueden influir en la diversidad de organismos más pequeños, promoviendo la dispersión y la modificación del hábitat). A mayor escala, el efecto de la composición de la vegetación, la diversidad de especies, la mezcla de tipos de residuos vegetales y las interacciones tróficas se expresa en la biodiversidad del suelo. Además, a escala de paisaje, la diversidad del suelo también responde a cambios en la vegetación y la sucesión (Wardle 2006).

2.1.5. Perturbaciones

Las perturbaciones son eventos ecológicos importantes y omnipresentes, y sus efectos pueden influir poderosamente en la población, comunidad y/o dinámica del ecosistema (Naiman et al. 2002). La composición

de especies y la estructura de edades de los bosques son en buena medida el resultado de la historia de perturbaciones previas (Franklin et al. 2002).

Las perturbaciones en ecosistemas forestales (p.e. deslizamientos de tierra, incendios, talas rasas) generan legados biológicos y permiten el establecimiento de nuevas cohortes de árboles, operando en toda la sucesión forestal para generar y mantener la heterogeneidad espacial (Franklin et al. 2002). Esto genera cambios a escala de cuenca en la regulación de los flujos de salida de agua y nutrientes y en la eficiencia en la retención y ciclaje interno de nutrientes (figura 7, Likens 2004).

Por otro lado, la acción fluvial (erosión, transporte, depositación) es el agente predominante de la evolución del paisaje y constituye también el régimen natural de perturbaciones responsables de mantener el alto nivel de diversidad paisajística en las zonas ribereñas (Ward et al. 2002).

El tema de perturbaciones se trata en detalle en el capitulo XXX de este libro

2.2. Conectividad entre ecosistemas

Un concepto clave para el correcto funcionamiento de los ecosistemas en una cuenca es la conectividad. La conectividad, desde la perspectiva del paisaje, puede ser definido como el flujo de energía, materia y organismos entre los componentes del paisaje (Ward et al. 2002). En este contexto, las distintas actividades que se desarrollan al interior de una cuenca deben tener consideraciones respecto a cómo las condiciones ecológicas en un parche se ven afectadas por su posición en el paisaje, cómo afecta el entorno de un parche, y viceversa (Franklin y Forman 1987). Esto contrasta con el enfoque actual, que se centra en el rodal individual.

Elementos clave para dar conectividad al paisaje son los corredores entre parches del paisaje y las zonas ribereñas (Hawes y Smith 2005). Los corredores son áreas del paisaje que facilitan el flujo o movimiento de organismos, genes o procesos ecológicos (Chetkiewicz et al. 2006). El diseño de corredores se ha convertido cada vez más en una forma de implementar acciones para la conservación de los ecosistemas (Hawes y Smith 2005). Comúnmente son concebidos para conectar fragmentos de hábitat de vida silvestre, sin embargo en la etapa de implementación se descuida los procesos de selección de hábitat y movimiento propios de los organismos (Chetkiewicz et al. 2006), además de los flujos ecosistémicos (figuras 3 y 4).

La zona ribereña o ripariana es el área del paisaje situada inmediatamente adyacente a los cursos de agua superficiales, lagos u otros cuerpos de agua (Gregory et al. 1991). El límite de la zona ribereña con las tierras adyacentes (ladera arriba) es gradual y no siempre bien definido (Wenger 1999, Klapproth y Johnson 2009), por lo que se pueden considerar un tipo de ecotono o límite entre ecosistemas Naiman y Decamps 1997. Al igual que muchos otros ecotonos, las zonas ribereñas son excepcionalmente ricas en biodiversidad, pueden desarrollar funciones de los ecosistemas que conectan y poseen una estructura y composición que los hace únicos (Gregory et al. 1991, Naiman y Decamps 1997, Wenger 1999). Las zonas ribereñas proveen una serie de servicios ecosistémicos clave a escala de cuenca (Gregory et al. 1991, Naiman y Decamps 1997, Wenger 1999, Hawes y Smith 2005, Klapproth y Johnson 2009):

a) regulan la escorrentía superficial y subsuperficial

b) atrapan sedimentos transportados en la escorrentía superficial, disminuyendo la exportación de sólidos suspendidos a los cursos de agua

c) estabilizan orillas de cursos de agua y reducen la erosión del cauce

d) utilizan P, N y otros nutrientes, que podrían contribuir a la eutrofización de los ecosistemas acuáticos

e) filtran/eliminan contaminantes, tales como pesticidas y fertilizantes

f) almacenan agua, lo que disminuye el impacto en zonas bajas de la cuenca en eventos de inundación

g) proveen/mantienen hábitat para fauna terrestre

h) modifican las condiciones microclimáticas de los cursos de agua (temperatura, viento, humedad relativa) y provee detritos leñosos finos y gruesos que forman hábitats para comunidades acuáticas

i) mejora la estética del paisaje

j) ofrece oportunidades recreativas y educativas

Las nuevas tecnologías y herramientas analíticas permiten integrar mejor los patrones de paisaje con procesos conductuales y ecosistémicos, lo que facilita el diseño e implementación de corredores biológicos que cumplan múltiples funciones a escala de paisaje (Chetkiewicz et al. 2006, Olson y Burnett 2009).

2.3. Impactos del manejo forestal a escala de cuenca

El uso de la tierra repercute en el régimen hídrico y en la calidad del agua río abajo; la importancia de este efecto varía de acuerdo con el tipo de uso de la tierra, la dimensión de la cuenca, el clima, las características del suelo, la topografía, la geología, entre otros (Bosch y Hewlett 1982, Calder 1998). Los bosques naturales y las plantaciones forestales bien manejados son recursos renovables que proveen diversos productos forestales y energía; además los bosques cumplen importantes funciones, tales como regulación de caudales, mejoramiento de la calidad de agua, protección de suelos, refugio de biodiversidad, paisajes diversos de gran calidad escénica, fuente de alimento, recreación e identidad cultural. Sin embargo, es inevitable que el manejo forestal afecte la estructura y composición de la vegetación y por lo tanto el funcionamiento de la cuenca (Likens y Bormann 1995, Gayoso e Iroumé 1995, Franklin et al. 2002).

Las prácticas de manejo forestal intensivas a escala de cuenca pueden inducir erosión, salinización, compactación y contaminación de suelos (Gayoso e Iroumé 1995, Gomi et al. 2005, Karwan et al. 2007, Hunter y Walton 2008, Neary et al. 2009). Además pueden tener consecuencias sobre los ecosistemas acuáticos, debido a una disminución de la disponibilidad de agua (Calder 1998, Robinson et al. 2003, Brown et al. 2005, Huber et al. 2008), cambios del flujo y concentración de nutrientes (Likens y Bormann 1995, Likens 2001), transporte de sólidos suspendidos (Gomi et al. 2005, Karwan et al. 2007, Hunter y Walton 2008), contaminación y eutroficación (Hunter y Walton 2008). En las sub-secciones siguientes se describen los principales impactos del manejo forestal.

2.3.1. Regulación del flujo de agua

La extracción de biomasa forestal tiene efectos sobre los flujos en el caudal, el contenido de humedad del suelo y la respuesta de los caudales a tormentas de gran intensidad (Bosch y Hewlett 1982, Gayoso e Iroumé 1995, Hornbeck et al. 1997, Calder 1998, Robinson et al. 2003, Brown et al. 2005, Gomi et al. 2005, Hassan et al. 2005, Karwan et al. 2007, Hubbart et al. 2007). Aunque no se puede generalizar sobre los efectos de la cosecha forestal sobre la magnitud de crecidas durante eventos de lluvia, se sabe que son influidos por las características de cada cuenca, las técnicas de manejo y las condiciones de humedad de suelo previas al evento (Alila et al. 2009).

Un análisis de 94 cuencas monitoreadas durante la segunda mitad del siglo XX demostró que los cambios en la cubierta vegetal modifican el balance hídrico y las relaciones precipitación-escorrentía de una cuenca (Bosch y Hewlett 1982). Algunos estudios han evaluado el porcentaje mínimo de área cosechada de una cuenca para detectar cambios en el rendimiento hídrico (Likens 2004), concluyendo que con reducciones menores al 20% de la cobertura vegetal de la cuenca no se detectan cambios en el rendimiento hídrico, lo que coincide con lo postulado por Bosch y Hewlett (1982).

En el sitio experimental Hubbard Brook (Massachusetts, EEUU), la tala de bosque en microcuencas produjo aumentos en el rendimiento hídrico anual, en relación a una situación de referencia (sin manejo), de 32% posterior a la cosecha total de biomasa (tala rasa); de 23% cuando se realizó cosecha de árbol completo y; de 8% cuando se realizó cosecha a tala rasa en fajas (Hornbeck et al. 1997). Un estudio a escala de microcuencas, con bosques templados de la costa Noroeste de EEUU, mostró que la cosecha de plantaciones aplicada a la mitad de la superficie de una cuenca genera un aumento del rendimiento hídrico de 36% aplicando tala rasa y de un 23% aplicando raleo (50% del área basal removida); la evapotranspiración se redujo en 35% con tala rasa y 14% con raleo (Hubbart et al. 2007).

En Chile un estudio de microcuencas pareadas con bosques dominados por Nothofagus mostró que, al eliminar el 35% del área basal, el bosque raleado tuvo un incremento de 40% en el caudal de verano en relación a una

microcuenca sin manejo forestal (Lara et al. 2009). Por otro lado, experiencias de manejo a escala de microcuenca con bosques siempreverdes antiguos indican que, posterior a una extracción del 40% del área basal, el rendimiento hídrico respecto a una cuenca de referencia incrementa en 1% durante el primer año, 4,6% durante el segundo año, 22,5% en el tercer año y 22,2% en el cuarto año posterior al tratamiento (Oyarzún 2012), lo que indica una alteración significativa del rendimiento hídrico a partir del tercer año post-manejo (figura 5). Estos resultados ilustran la necesidad de mantener el monitoreo en el tiempo.

Figura N° 5: Variaciones mensuales en el rendimiento hídrico en una cuenca manejada con bosque siempreverde en relación a una cuenca de referencia para los periodos pre- y post-manejo, en la cordillera de los Andes,

centro-sur de Chile (periodo octubre 2005 a octubre 2010; reproducido de Oyarzún 2012).

Entonces se puede señalar a modo general que la cosecha de bosques a escala de cuenca genera incrementos del rendimiento hídrico, explicado por el mayor flujo sub-superficial de agua que no es absorbida por la vegetación (Likens 2004, Robinson et al. 2003), la menor intercepción del dosel y el aumento de la escorrentía superficial durante eventos de lluvia intensa (Hornbeck et al. 1997). Sin embargo, la predicción de la respuesta a escala de microcuenca no es fácil, ya que depende de múltiples factores que interactúan de manera no lineal. Por lo tanto, cualquier método o línea de pensamiento teórica basada solamente en evaluar los cambios en la magnitud de las crecidas provocadas por tormentas, sin considerar los efectos de la cosecha y las condiciones previas de humedad de suelo, será insuficiente para predecir la relación entre bosques y escorrentía (Alila et al. 2009).

2.3.2. Transporte de sedimentos

El manejo forestal impacta directamente la dinámica de transporte de sedimentos desde el suelo hacia los cursos de agua, principalmente por aumento de la erosión superficial debida al descubrimiento del suelo post-cosecha (Gomi et al. 2005, Hassan et al. 2005). La carga de sedimentos incluye sólidos suspendidos (sedimento fino),

que se mueven en la columna de agua, y en menor cantidad e importancia sedimentos de fondo, partículas más gruesas que se mueven en contacto con el lecho del curso de agua (Hassan et al. 2005).

Numerosos estudios han cuantificado los cambios en el transporte de sólidos suspendidos en cuencas sujetas a cosecha forestal, incluso en estudios de largo plazo (Troendle y King 1985, Gomi et al. 2005, Karwan et al. 2007). En el Noroeste de EEUU y Suroeste de Canadá se han registrado incrementos en la erosión y cargas de sedimentos que coinciden con la modificación del balance hídrico (Troendle y King 1985, Hubbart et al. 2007, Karwan et al. 2007). Una vez realizada una cosecha forestal, el transporte de sólidos suspendidos durante tormentas puede aumentar uno o dos órdenes de magnitud (Gomi et al. 2005, Hassan et al. 2005) según el método silvícola aplicado. El tiempo de recuperación del sistema a la condición pre-cosecha puede tardar de 2 a 20 años, según el grado de perturbación (figura 6, Gomi et al. 2005).

Figura N° 6: Modelo conceptual de duración relativa y tasas de recuperación de un ecosistema, posterior a la aplicación de diferentes práctica de manejo forestal (Gomi et al. 2005)

Las perturbaciones provocadas por el manejo forestal tienen también importantes consecuencias sobre las funciones de los ecosistemas acuáticos, ya que los sedimentos y contaminantes generan cambios en los ciclos biogeoquímicos a escala de microcuenca (Gomi et al. 2005), en la morfología y estabilidad del canal (Hassan et al. 2005) y en la biota acuática (Townsend et al. 2009).

2.3.3. Flujo y ciclaje de nutrientes

Las perturbaciones causadas por la acción humana a un ecosistema forestal, como la deforestación, generan la disminución ó pérdida de la regulación de los flujos de salida de nutrientes hacia los cursos de agua (Likens 2004). El cambio en los flujos de nutrientes y materia orgánica hacia ecosistemas acuáticos producto del manejo forestal ha sido evaluado en distintas partes del planeta (Likens y Borman 1995, Wang et al. 2006, Tokuchi y Fukushima 2009, Tremblay et al. 2009). Un análisis de cronosecuencias en microcuencas de Japón, en bosques mixtos dominados por coníferas de distintas edades (0 a 87 años), muestra que la exportación de nitrato hacia los esteros está dominada principalmente por la edad del rodal, más que por las características físicas de las cuencas; al realizar una cosecha a tala rasa, las concentraciones de este nutriente aumentan dramáticamente (Tokuchi y Fukushima 2009).

En el sitio experimental Hubbard Brook se ha evaluado la exportación de nutrientes bajo distintas prácticas de manejo a escala de microcuenca, obteniendo como principal resultado un aumento neto en la exportación durante los años posteriores a la intervención, de varios órdenes de magnitud respecto a una situación de referencia

(figura 7); de acuerdo a la intensidad de manejo las altas tasas de exportación de nutrientes pueden durar de tres a siete años, hasta volver a los niveles previos al tratamiento (Likens y Bormann 1995, Likens 2004).

En el este de Canadá se evaluaron las concentraciones de distintos nutrientes en los cursos de agua de dos microcuencas, antes y después de la cosecha a tala rasa de bosques mixtos dominados por coníferas, aplicada al 50% de la superficie total en una microcuenca. En el segundo verano después de la cosecha, la concentración de nitrato en la microcuenca cosechada incrementó en más de 6000% y la de potasio en 300%, en relación a la cuenca de referencia, y se encontraron además incrementos en las concentraciones de fierro total (71%), fosfato (31%) y magnesio (19%) en el mismo periodo post-cosecha (Tremblay et al. 2009).

Para entender estos procesos de cambio en el flujo de elementos, la hipótesis de retención de nutrientes sugiere que la capacidad de conservar nutrientes es máxima en ecosistemas propios de una sucesión primaria avanzada (Vitousek y Reiners 1975). En muchos casos de sucesión secundaria, la exportación de nutrientes puede exceder a las entradas inmediatamente después de la perturbación, pero a medida que aumenta la producción neta del ecosistema estos flujos de salida disminuyen, para más tarde igualar las entradas, hasta alcanzar un equilibrio en los estados sucesionales más tardíos (Gorham et al. 1979). El mecanismo básico es que mientras mayor sea la tasa de acumulación de biomasa, mayor será la captura y almacenamiento de nutrientes (figura 7) y las entradas de nutrientes al sistema excederán las salidas (Vitousek y Reiners 1975, Gorham et al. 1979).

Figura N°7: Efecto de la deforestación sobre la exportación anual de nutrientes en una microcuenca cosechada a tala rasa (-o-), comparada con una microcuenca de referencia (-•-). El tratamiento de cosecha se realizó el año

1965 y la microcuenca se mantuvo sin vegetación hasta 1969 (área oscura del gráfico; Likens y Bormann 1995).

En teoría, los ecosistemas templados deberían tener una capacidad considerable para almacenar el exceso de N una vez fijado (Perakis y Hedin 2002, Huygens et al. 2007), por lo que la cosecha de biomasa arbórea tendría un efecto importante en la retención y almacenamiento de N en el ecosistema (Likens y Bormann 1995). Por otra parte, la cantidad de P biodisponible es a menudo limitante en estos ecosistemas; el ion fosfato presenta gran actividad en la superficie del suelo y es fácilmente adsorbido por partículas de arcilla en el sedimento, que luego pueden ser transportadas desde el suelo hacia la columna de agua (Elser et al. 2007) por procesos de erosión. Un estudio en bosques templados del sur de Chile sugiere que la cosecha de madera puede afectar la disponibilidad y pérdida de nutrientes debido a la alteración en la composición de especies y estructura del bosque (Staelens et al. 2011). Otro estudio describe un posible mecanismo que explica el cambio en la exportación de nutrientes

posterior a una perturbación humana de bosque templado siempreverde: la ocupación masiva del suelo por el bambú nativo quila (Chusquea quila) genera una menor relación C/N de la hojarasca, disminuyendo el ciclaje del N y aumentando la disponibilidad de N en el suelo, lo que conduce a una mayor exportación de nitratos a los cursos de agua (Pérez et al. 2009).

La descomposición de la materia orgánica es un proceso relevante en el ciclaje interno de nutrientes y es realizado por organismos descomponedores presentes en la detritósfera, zona de restos vegetales y animales reconocibles y en descomposición, con su biota asociada (Beare et al. 1995). La mayor parte del abastecimiento de residuos proviene de hojas, ramas, corteza, flores, etc., y de las raíces muertas de las plantas (Wardle 2006). La mezcla de distintos tipos de hojarasca y las interacciones tróficas impactan la biodiversidad del suelo (Wardle et al. 2004, Wardle 2006). Estos factores determinan relaciones estequiométricas que, bajo situaciones de manejo, se podrían ver modificados y producir cambios en la biota del suelo, que debería reflejarse en las tasas de descomposición de la hojarasca (Wardle et al. 2004, Elser et al. 2007).

2.3.4. Paisaje

El impacto visual de la cosecha a tala rasa, así como la homogenización del paisaje por monocultivos forestales, generan una percepción social negativa particularmente en zonas montañosas, de alta densidad poblacional y gran flujo turístico asociado principalmente al turismo de naturaleza (Constabel 2009). Un estudio realizado en el sur de Chile caracterizó los recursos escénicos en diferentes transectos entre la región del Bio Bio y Los Lagos, mostrando una baja valoración para las plantaciones forestales (Muñoz-Pedreros y Larraín 2002). Estos antecedentes muestran el impacto negativo de las plantaciones forestales sobre actividades como el turismo.

En Chile, un estudio evaluó el efecto a escala de paisaje del cambio de uso del suelo sobre el rendimiento hídrico y la disminución de la escorrentía de verano, en macrocuencas donde la cobertura de bosque nativo ha disminuido en el tiempo y los monocultivos de especies forestales exóticas se han expandido (Little et al. 2009). La tendencia de los caudales a descender en el tiempo se interpreta como una modificación en el régimen hidrológico a escala de paisaje, como consecuencia de los cambios de la cubierta forestal nativa por una de monocultivos forestales (Huber et al. 2008, Little et al. 2009).

El tema paisaje se trata en detalle en el capitulo XXX de este libro.

2.3.5. Comunidades locales

De acuerdo a los antecedentes presentados, el manejo forestal tiene impactos que traspasan los límites del ecosistema donde se lleva a cabo (p.e. modificación del régimen hidrológico, transporte de sedimentos y exportación de nutrientes). En particular, la cosecha a tala rasa es una de las actividades forestales de mayor impacto en la población y puede tener efectos perjudiciales para el ambiente, particularmente si es mal ejecutada (Frêne y Núñez 2010). En Chile actualmente las zonas que tienen como principal actividad productiva la forestal, tienen un alto índice de pobreza, alcanzando casi el doble del promedio nacional; en los últimos cuatro años los territorios forestales redujeron pobreza solo en un 0,3% y no se vio acompañado en un aumento en el empleo (RIMISP 2010). Por otra parte, existen severos conflictos entre empresas forestales y comunidades rurales por reclamos relativos a propiedad de tierras (Frêne y Núñez 2010).

Durante los últimos años se han verificado numerosos planteamientos públicos, ocupaciones de predios forestales y bloqueos de caminos, acciones orientadas a conseguir el retiro de las empresas forestales de las tierras Mapuche ancestrales, así como de aquellas reclamadas por sus comunidades (UFRO 2002).

Los principales impactos negativos que genera la actividad forestal sobre las comunidades locales tienen relación con la pérdida de la diversidad cultural y económica, la escasez de agua para consumo humano, enfermedades provocadas uso de herbicidas y pesticidas y el deterioro de los caminos rurales (Frêne y Núñez 2010). Estos impactos ocurren por la entrada de la actividad forestal en los territorios sin un contexto de planificación territorial y obviando el rol de los actores locales, que no son consultados ni mucho menos participan de las actividades propias de la empresa. En general las empresas forestales solo consideran a los actores locales como mano de obra para sus operaciones forestales.

2.4. Monitoreo a escala de cuenca

La hidrología forestal se ha centrado tradicionalmente en los efectos de la gestión forestal en el ciclo hidrológico a escala de microcuencas (Martínez y Navarro 1995). En la mayoría de los casos, la investigación llevada a cabo a principios y mediados del siglo XX comenzó como estudios de cuencas pareadas (Bosch y Hewlett 1982) donde se comparaba el caudal entre cuencas bajo tratamiento silvícola con situaciones de referencia. Estos estudios dieron lugar a potentes herramientas empíricas (modelos de regresión, numéricos, análisis gráficos, entre otros), que podrían ser utilizados para predecir los impactos de los cambios en la vegetación forestal en el rendimiento y calidad del agua; el valor de estos estudios es que representan uno de los primeros esfuerzos para vincular la ciencia física (es decir, la hidrología) con la ecología forestal (Likens 1992). Sin embargo, el ecosistema fue tratado a menudo como una caja negra, prestando poca atención a los componentes estructurales y procesos biológicos que regulan las respuestas hidrológicas y biológicas dentro de la cuenca (Likens 2001).

La aparición de la ecología de ecosistemas en la segunda mitad del siglo XX ha llevado a un mayor interés en el estudio de los procesos de calidad de agua y ciclos biogeoquímicos, determinando que los ecosistemas forestales cumplen un rol clave en estos procesos (Likens 1992). El concepto de ecosistema reconoce que los ciclos del agua y nutrientes están estrechamente vinculados, por lo que se requiere un enfoque interdisciplinario que examine el rol de suelos, vegetación y fauna asociada, así como las características físicas necesarias para entender estos vínculos (Vose et al. 2011) y los cambios en el transcurso de la sucesión forestal (Odum 1969).

Las microcuencas son unidades de estudio convenientes para la ecología de ecosistema y permiten poner a prueba las hipótesis ecosistémicas a lo largo de la sucesión, que se pueden sintetizar en: a) el sistema cambia desde la producción hacia el mantenimiento, b) la complejidad estructural, composición y diversidad aumentan, c) la complementariedad de nichos aumenta, d) el ciclaje de nutrientes incrementa, pero la tasa de renovación disminuye y e) la autorregulación del sistema aumenta (Margalef 1968, Odum 1969).

El monitoreo de largo plazo es importante para determinar la naturaleza y la extensión del cambio en las cuencas, para ver si los resultados concuerdan con las expectativas y para determinar si en realidad se han adoptado las mejores prácticas de manejo (Lindenmayer y Likens 2009). Esto toma tiempo, porque las observaciones tienen que extenderse a todas las estaciones y durante varios años. Sin embargo, esta evaluación se desestima con demasiada frecuencia, lo que es un grave error porque permite que los daños se acumulen sin detectarlos ni corregirlos y no se controlan costos y beneficios; además no es democrático, ya que la evaluación es el elemento central de la transparencia y la responsabilidad del buen manejo (FAO 2007). Las ONG´s locales, los centros académicos y toda la variedad de actores locales pueden colaborar, lo que asegura la aceptación del programa y que las personas aumenten su conocimiento para tomar decisiones. El conocimiento y los datos disponibles se usan mejor aprovechando los recursos colectivos de todas las partes interesadas.

Se considera que los estudios de corto plazo (3 a 5 años) pueden proveer información útil, pero no detectan las tendencias de largo plazo. Por ejemplo, se han requerido de 18 años de mediciones continuas de la química de las precipitaciones en el sitio de estudio Hubbard Brook antes de establecer una declinación estadísticamente significativa en la acidez de las precipitaciones (Likens 2004). La depositación ácida ha causado pérdidas de calcio y otros cationes de base desde los ecosistemas en Hubbard Brook, con un comportamiento dinámico durante los últimos 50 años.

Para evaluar el efecto de las prácticas forestales a escala de cuencas completas, el concepto de cuencas pareadas es fundamental (Best et al. 2003, Brown et al. 2005). Los estudios de cuencas pareadas tienen por objetivo conocer los efectos que se producirán al modificar deliberadamente una o varias características en una de las cuencas, comparándola con otra no intervenida (Carpenter et al. 1995, Best et al. 2003, Brown et al. 2005). Para un correcto estudio en cuencas pareadas, se requiere que éstas posean cierta similitud en cuanto a características topográficas y cobertura vegetal (Brown et al. 2005). Diversos estudios de cuencas pareadas recomiendan que, previo a la intervención, se realice una estandarización o calibración de las cuencas a manejar a través de un período no inferior a un año con mediciones paralelas, de forma que los cambios observados puedan ser atribuibles a las intervenciones realizadas y no a diferencias pre-existentes (Best et al. 2003, Brown et al. 2005). Una de las principales ventajas de esta metodología es que se puede aislar los efectos de la variabilidad climática

interanual, comparando cuencas bajo distintos usos del suelo en una misma región climática (Best et al. 2003). La combinación de cuencas hidrográficas de referencia y manejadas proporciona además una oportunidad para examinar las respuestas de los ecosistemas forestales ante el cambio climático y examinar las interacciones entre las actividades de manejo y el clima (Laird et al. 2011).

2.5. Mejores prácticas de manejo a escala de cuenca

El manejo forestal bajo criterios ecológicos propone mantener, durante todo el ciclo de desarrollo del bosque post-intervención, estructuras orgánicas vivas y muertas del bosque original, tales como árboles caídos, árboles en pie vivos, muertos o decadentes de diferentes especies, clases de tamaño y posición en el dosel (Donoso 1981, Armesto y Smith-Ramírez 1994, Armesto et al. 1998). Estos componentes estructurales, propios de bosques antiguos, proveen hábitat críticos para muchas especies de animales, incluyendo mamíferos, aves e invertebrados, además de favorecer los procesos de mineralización de nutrientes (Pérez 1996), que contribuyen a recuperar el balance nutricional del ecosistema después de las pérdidas debido a la extracción de biomasa (Armesto et al. 1998). Las mejores prácticas de manejo propuestas en la literatura (tabla 1; Bisson et al. 1992, Gayoso y Acuña 1999) e implementadas en diversas partes del mundo permiten minimizar los efectos del manejo forestal y favorecen la recuperación de los ecosistemas post intervención.

Tabla N°1: Prácticas y criterios ecológicos de manejo forestal

Intervención Objetivo

Volteo dirigido Evitar daño a los árboles remanentes

Evitar generar claros mayores a 200 m2 Mantener cobertura continua de dosel, para reducir impacto sobre microclima y suelos (erosión)

Madereo con bueyes Reducir impacto sobre suelos (erosión y compactación)

Acopio de madera en lugar alejado del estero Reducir impacto sobre suelos y aguas

Vías de saca de madera concentradas en lugares específicos

Dirigir el impacto del madereo a zonas específicas, minimizando impactos sobre suelos

Franja sin manejo de al menos 18 m desde cada orilla del estero

Protección de curso de agua para reducir el transporte de sólidos suspendidos y flujo de nutrientes

Mantener árboles sobremaduros de coihue en pie Mantener cobertura del suelo y provisión de hábitats para flora y fauna

Mantener árboles muertos en pie (snags) y sobre suelo (logs)

Proveer hábitats para flora y fauna y sitios de regeneración de árboles

Mantener pequeñas “islas de bosque” sin manejo (una por hectárea de 0,1 a 0,3 há)

Proveer hábitats para flora y fauna, manteniendo la estructura original del bosque e “islas” de suelo intacto

En zonas de alta pendiente, dejar troncos de árboles en el suelo (logs), dispuestos paralelos a la curva de nivel

Generar microterrazas que minimicen el transporte de sedimentos y formen micrositios de regeneración y hábitat para flora y fauna

Desactivación de las vías de saca y cancha de acopio, posterior a las actividades de manejo

Reducir impacto sobre suelos y aguas

Enriquecimiento con individuos de especies propias del bosque (de ser necesario)

Mantener cobertura del suelo, minimizando impacto sobre suelos (erosión) y favorecer la regeneración

Es importante mantener redes de corredores vegetacionales y pequeños parches de bosque dentro de áreas de intervención humana, para proporcionar una cobertura mínima que permita a las especies propias del ecosistema desarrollar sus actividades (p.e. forrajeo, refugio, dispersión) y moverse entre parches (Franklin y Forman 1987). La mantención o creación de zonas de protección ribereña es fundamental para el buen funcionamiento de una cuenca sometida a diversos usos de suelo (Gregory et al. 1991, Wenger 1999, Klapproth y Johnson 2009). Se

debe considerar una primera zona dentro del área de protección ribereña, adyacente al curso de agua (figura 7 zona 1) y formada por especies nativas arbóreas y arbustivas tolerantes al anegamiento, donde se debe evitar o minimizar el manejo forestal; una segunda zona (figura 7 zona 2), de especies nativas pioneras de rápido crecimiento donde se puede realizar manejo (Klapproth y Johnson 2009). En el manejo de bosques se debe considerar siempre las zonas 1 y 2 (figura 7), con ancho variable según la situación particular. Cuando el uso de suelo es intensivo (p.e. cultivos agrícolas) se recomienda una tercera zona (figura 7 zona 3) compuesta por herbáceas, que cumpla el rol de filtro de sedimentos y contaminantes (p.e. pesticidas, fertilizantes).

Figura 7: esquema de franja de protección ribereña (adaptado de http://nac.unl.edu/jobsheets/ripjob.pdf)

El ancho de la zona ribereña y sus atributos funcionales (p.e. regulación de flujo, ciclaje de nutrientes) están relacionados con el tamaño del curso de agua, la posición en la red de drenaje, el régimen hidrológico y la geomorfología local (Naiman y Decamps 1997). Diversos estudios sugieren anchos mínimos de zonas de protección ribereña de acuerdo a la función que se desea cumplir. Para conservar la biodiversidad local, algunos autores sostienen que la zona de protección ribereña debe tener como mínimo 32 m (Fisher y Fischenich 2000) y otros hasta 80 m (Wenger 1999). Para la mantención de la estabilidad de los cauces se establecen anchos mínimos de 10 y 16 m a cada lado, hasta los 33 m dependiendo del tipo de suelos y su cohesión (Fisher y Fischenich 2000). Con respecto a la conservación de la temperatura del agua, clave para muchas especies acuáticas, se proponen anchos mínimos de 11 a 16 m (Osborne y Kovacic 1993).

Desde el punto de vista del control del transporte de sedimentos y ciclaje de nutrientes, los anchos mínimos de franja de protección ribereña van de 20 m hasta 30 m, pudiendo llegar hasta los 100 m dependiendo del tipo de precipitaciones (Osborne y Kovacic 1993, Wegner 1999, Fisher y Fischenich 2000). Las zonas de protección ribereña funcionan como sumideros de corto plazo de P, pero en el largo plazo su eficacia es limitada. En muchos casos, el P está adsorbido a los sedimentos o la materia orgánica, por lo que una franja lo suficientemente ancha amortigua el transporte de sedimentos hacia los cursos de agua (Wenger 1999). Sin embargo, el manejo a largo plazo del P requiere una gestión in situ de sus fuentes (Elser et al. 2007).

Las zonas de protección ribereña pueden proporcionar además un buen control de N, incluyendo el nitrato; el ancho necesario para reducir las concentraciones de nitrato varía en función de la hidrología local, propiedades del suelo, pendiente, entre otras, pero en la mayoría de los casos anchos de 30 m deberían proporcionar un buen control (Wenger 1999). En cosecha a tala rasa de plantaciones de Eucalyptus spp. en el sur de Chile (40° Lat. S), se estudió que una franja de protección ribereña de 36 m de vegetación nativa a cada lado del curso de agua, reduce a niveles aceptables el transporte de sólidos suspendidos y el flujo de nutrientes (Little et al. 2011).

3. La dimensión humana del manejo de cuencas

3.1. Uso humano del suelo y el agua de una cuenca

La mayoría de las personas vive en cuencas hidrográficas, quienes han ido transformando estos ecosistemas de acuerdo a las necesidades de la población en el curso de la historia (Vitousek 1994, Brooks 2002, De Fries et al. 2004). Con excepción de algunas zonas marginales y estrictamente protegidas, la ecología de casi todas las cuencas está determinada en gran medida por la presencia humana (Brooks 2002). La relación entre la población humana y las cuencas por lo general ha sido de adaptación, homeostasis y capacidad de recuperación, desenvolviéndose en un amplio marco donde se dan procesos internos y externos a la cuenca, río arriba y río abajo, de orden micro y macro (García et al. 2005, FAO 2007). Este marco depende del ordenamiento territorial, jurídico y administrativo, que integra políticas y leyes a través de las cuales la sociedad nacional y los tratados internacionales reglamentan el uso de los bienes y servicios que provee una cuenca (Brooks 2002, FAO 2007).

Es común que el uso humano del suelo y el agua en una cuenca se desarrolle en forma parcial, fragmentada e incluso descoordinada, por los diferentes actores que tienen competencia en su gestión (Dourojeanni et al. 2002). El suministro de agua dulce depende en gran medida de la capacidad de la población de regular el agua que llega a las tierras bajas desde las tierras altas; la soberanía alimentaria depende del agua y los sedimentos que llegan desde las tierras altas; la deforestación, prácticas agrícolas inadecuadas en las laderas y el pastoreo intensivo pueden incrementar los escurrimientos, impedir la recarga de agua en las montañas y generar torrentes estacionales que destruyen los cultivos en las tierras bajas; las corrientes de agua también son muy buenos vectores para la contaminación biológica y química industrial (FAO 2007). Por lo tanto, una gestión inadecuada de las cuencas crea numerosos problemas. Diversos estudios indican que las actividades antrópicas han logrado alterar el ciclo global del agua, el Nitrógeno y el Carbono a tasas sin precedentes a escala humana, con consecuencias insospechadas para la sociedad (MEA 2005, Röckstrom et al. 2009, Naiman y Dudgeon 2010).

Los factores de la ecología humana en las cuencas pueden organizarse en cuatro categorías: dinámica de la población local (demografía), sistemas locales de vida (prácticas), intereses externos, políticas, normas y leyes (relaciones humanas); la interacción entre estos factores determina en gran medida las condiciones ambientales de una cuenca hidrográfica (FAO 2007).

Los sistemas de vida locales son el nexo más directo entre la población humana y el entorno natural de la cuenca hidrográfica: comprenden los activos, las estrategias, las normas y las instituciones que permiten a las familias ganarse la vida y reproducirse en un entorno natural y político determinado (Tyler 2006, FAO 2007). Los sistemas de vida locales son productos culturales, se desarrollan lentamente a través de pruebas y errores, las experiencias se transmiten de una a otra generación a través del comportamiento, la lengua, el arte, la ciencia y la religión (Tyler 2006, FAO 2007). Sin embargo, los sistemas de vida locales no se deberían considerar exclusivamente tradicionales, porque son dinámicos, evolucionan y están abiertos a la innovación, se adaptan constantemente a los cambios ambientales, demográficos, económicos, sociales y culturales; este proceso no carece de ineficacias, desperdicios y errores, que pueden producir tendencias negativas o crisis que conducen al colapso de la cuenca hidrográfica (FAO 2007).

3.2. La cuenca desde la perspectiva económica

Las interacciones entre los sistemas socio-económicos y el ambiente se entrecruzan y están llenas de complicaciones, además los cambios en los incentivos del mercado y otras instituciones se reflejan en los ecosistemas (Tyler 2006). El desarrollo económico y social depende, en gran medida, de sistemas productivos basados en la apropiación de los bienes y servicios que ofrecen los sistemas naturales (Costanza 2000); por lo tanto uno de los objetivos centrales en el manejo integrado de cuencas es lograr esquemas de desarrollo basados en sistemas productivos económica, social y ecológicamente sustentables (Maass 2004).

Las cuencas hidrográficas proporcionan numerosos bienes y servicios a la sociedad, que pueden clasificarse en cuatro flujos desde la economía (Freeman III 1993, Penna et al. 2011); el primer flujo son bienes, productos que son utilizados como insumos materiales o productos terminados como alimentos, madera, resinas, leña, animales, pieles, petróleo y minerales; el segundo flujo es el hábitat para soportar la vida y la biodiversidad, en

forma de aire para respirar, almacenamiento y provisión de agua, espacio físico y un régimen de condiciones climáticas específicas; el tercer flujo se refiere al conjunto de amenidades que brinda el ecosistema, tales como la oportunidad para realizar actividades recreativas, la observación de la vida silvestre y el paisaje, entre otras; el cuarto flujo corresponde a aquellos servicios asociados con la dispersión, la transformación y el almacenamiento de los residuos de la actividad económica. Sin embargo, a diferencia del primer flujo, el valor de los otros tres pocas veces se expresa en dinero y no hay mercados donde puedan comprarse o venderse (Cornes y Sandler 1996, Costanza 2000, Penna et al. 2011). Estos bienes y servicios se denominan “bienes públicos” o “externalidades positivas” (Cornes y Sandler 1996).

El concepto de bien público conlleva que el consumo por parte de una persona no disminuye las oportunidades de consumo para otras personas (no hay competencia), ni excluye a nadie de su beneficio (Cornes y Sandler 1996). Los bienes públicos ambientales generados por las cuencas forestales son, entre otros, la regulación del caudal y la calidad del agua, la protección de los suelos contra la erosión, el ciclaje de nutrientes y el mantenimiento del paisaje. Una externalidad es el valor de un producto que no se refleja en su precio de mercado, por ejemplo, el valor que aporta un bosque al contener la erosión del suelo y regular la distribución de los sedimentos en los ríos no se refleja en el precio de mercado de las tierras forestales (FAO 2007).

Los valores de los bienes y servicios de una cuenca forestal pueden clasificarse de acuerdo con el marco del valor económico total, que divide el valor total en valores de uso y valores de no uso (FAO 2007, Penna et al. 2011). Los valores de uso son los que se asignan a un recurso necesario para una actividad económica actual o futura y se pueden dividir en: valores de uso directo, que reflejan el valor de un bien como insumo ambiental directo a una actividad económica, y valores de opción, que reflejan el valor de la oportunidad de seguir teniendo acceso a ese bien en el futuro. Los valores de no uso, por otro lado, no se asocian a las actividades económicas y se dividen en valor de existencia, que se aplica a los elementos cuya existencia es muy valiosa para algunas personas por motivos religiosos o culturales, y valores patrimoniales, que son los que se atribuyen a la disponibilidad de un elemento para las futuras generaciones (FAO 2007, Penna et al. 2011).

La importancia socio-económica de un ecosistema exceden con mucho los intereses de los habitantes que lo habitan ya que, por ejemplo, los alimentos, madera y leña que se producen en una cuenca determinada pueden ser necesarios en una ciudad ubicada en otra cuenca (Brooks 2002). En ocasiones, los intereses externos son compatibles con los de la población de la cuenca, pero en otros casos representan una amenaza para los medios de vida locales; en todos los casos, la población de la cuenca tiene que compartir el control de los bienes de la cuenca con agentes externos (FAO 2007).

La tenencia de recursos (llamada también derechos de propiedad) es la demanda que hace una persona o grupo sobre un bien, que otras personas o grupos reconocen como legítima y digna de respetar; la tenencia puede asumir diversas formas y cubrir una amplia gama de derechos de acuerdo a la naturaleza del bien, las relaciones sociales entre las partes involucradas y el costo de hacer cumplir demandas de diversa complejidad (Freeman III 1993). La tenencia se puede concebir entonces como un paquete de derechos, incluyendo el acceso, uso, cosecha y extracción de un bien en el lugar, así como de excluir a otros usuarios, establecer reglas para el uso de los bienes, mejorarlos (cultivo, fertilización) y transferir parte o la totalidad de éstos derechos a terceros. La tenencia más amplia es la propiedad incondicional, que abarca todos los derechos anteriores, pero existen muchas otras formas de tenencia que se pueden superponer o entrar en conflicto en cualquier territorio o con el transcurso del tiempo (Freeman III 1993, Tyler 2006). Por ejemplo, un árbol en un bosque puede dar frutos, leña, forraje, sombra, proporcionar estabilidad al suelo, hábitat para la vida silvestre y un vínculo con la identidad ancestral; los derechos a esos diferentes bienes los pueden detentar diferentes personas o grupos en periodos distintos.

Las políticas económicas destinadas a incrementar el uso comercial de los bienes naturales suelen poner énfasis en la tenencia privada. Si bien estas políticas pueden aumentar las inversiones y la ganancia total de la entidad privada, producto de la explotación de recursos, no ayudan a los actores locales y muchas veces afectan de manera negativa los ecosistemas (Tyler 2006).

3.3. Implementación de la gestión de cuencas

Existe un amplio espectro de enfoques para implementar la gestión de cuencas, que difieren según la naturaleza del recurso, el contexto de políticas y leyes, la capacidad experta, las habilidades de las organizaciones participantes y su confianza mutua. A un extremo de este espectro la autoridad en materia de manejo de recursos la detenta el Estado, informando a las comunidades locales sobre asuntos específicos; en el otro extremo se otorga a las comunidades o grupos de usuarios de los bienes una amplia autoridad para tomar decisiones de manejo, solicitándoles que envíen informes periódicos al organismo gubernamental responsable (Tyler 2006).

El gran desafío que afronta la gestión integrada de cuencas es mejorar el aprovechamiento de los bienes naturales a partir de las necesidades y aspiraciones de las comunidades locales. Esto facilita que los actores se apropien de la gestión de la cuenca y que sus repercusiones ambientales se acerquen a la sustentabilidad. Sin embargo, al hacer participar a grupos sociales e instituciones locales en la toma de decisiones, la gestión de cuencas hidrográficas deja de ser una actividad neutra o exclusivamente técnica (Brooks 2002, FAO 2007). Todo programa de gestión de cuencas se lleva a cabo en el espacio político local.

Si bien existen iniciativas a nivel mundial (p.e. Global Environment Facility - GEF) que han invertido grandes sumas de dinero para promover el manejo forestal comunitario, que sería la aproximación más cercana al manejo integrado de cuencas forestales, una evaluación realizada recientemente ha demostrado que estos programas no han sido efectivos en lograr el objetivo planteado inicialmente, implementar el manejo forestal sostenible (Bowler et al. 2012). Las principales razones que dan cuenta de esta evaluación negativa es que no ha existido un diseño riguroso de los programas, ni tampoco un monitoreo continuo basado en indicadores globales de beneficios ambientales y bienestar humano (Bowler et al. 2012). En consecuencia, los esfuerzos para implementar el manejo integrado de cuencas forestales han carecido de un enfoque y metodologías acordes con el desafío de integrar aspectos socio-culturales, políticos, ambientales y económicos.

Entonces, desde el punto de vista de la gestión de cuencas, parece sensato fijarse objetivos sobre el agua, ya sea en calidad y/o cantidad, debido a que las características de los cursos de agua son el reflejo de lo que está ocurriendo en las tierras que les dan origen y porque el agua es un elemento fundamental para cualquier elemento del ecosistema, incluido el ser humano. Además las acciones o intervenciones que afecten el agua, directa o indirectamente, son susceptibles de ser gestionadas y evaluadas a través de un enfoque de cuencas que considera el manejo adaptativo (Brooks 2002, Stankey et al. 2005).

Los procesos de gestión de cuencas deben basarse en la comunicación de conocimientos, pero se deben considerar todos los tipos de conocimientos y saberes; en consecuencia las opiniones y conocimientos locales deben recopilarse y compararse con conocimientos científicos pertinentes y orientaciones normativas.

Operacionalmente la gestión integrada tiene como propósito coordinar las diversas acciones que realizan el sector público, privado y la sociedad civil, a partir de un objetivo común de bienestar para los habitantes y el territorio de la cuenca (figura 2). Pretende además la incorporación progresiva de una mayor cantidad de variables en los procesos de toma de decisión, a través del monitoreo continuo de las intervenciones que se realizan en los territorios (Naiman et al. 1998, Stankey et al. 2005). Algunas premisas para implementar la gestión integrada de una cuenca hidrográfica son (Brooks 2002, FAO 2007):

a) La existencia de actores locales empoderados en el manejo local del agua, como un recurso de importancia primordial y vital para el desarrollo económico y social de los territorios

b) Quienes toman las decisiones deben comprender que la investigación en el manejo de cuencas puede generar consecuencias importantes para la política y las directrices

c) Las diversas instituciones que promueven el desarrollo rural deben entender que el trabajo coordinado facilita las intervenciones en el territorio y optimiza los recursos invertidos

d) Los investigadores debe entender que la participación y la capacitación local aumentan las posibilidades de una investigación efectiva y exitosa

Los programas de gestión de cuencas deberían intervenir en la política local como mediadores para atender los desequilibrios políticos existentes (FAO 2007). Esto es así porque los principales agentes de la degradación de

las cuencas a menudo son los grupos que tienen poder (muchas veces agentes externos, como corporaciones privadas con fines de lucro), siendo desfavorecidos los habitantes locales que viven río abajo, cuyas necesidades y problemas no son tomados en cuenta por la política local (Tyler 2006). Cuando se da poder a los grupos locales, a través de la formación de grupos de interés, organización y acciones concretas, se garantiza que los actores con menos poder no queden excluidos del proceso; sin embargo, estas medidas en ocasiones pueden ser insuficientes para superar las brechas de poder que hay entre las partes interesadas (Brooks 2002, FAO 2007).

El uso, acceso y tenencia de los bienes naturales son los nexos más decisivos entre las comunidades locales y la gestión de cuencas. Las medidas de gestión integrada, como la creación de conciencia y de capacidades, la mediación y la organización, pueden contribuir a resolver conflictos limitados (FAO 2007). Sin embargo, los conflictos que surgen por los sistemas de tenencia de tierras y las reglas de acceso a los bienes naturales necesitan además medidas jurídicas y legislativas, para definir y compatibilizar las demandas y derechos para acceder a estos bienes (Tyler 2006).

En resumen, la única forma de alcanzar el bienestar local es el trabajo conjunto de actores locales y externos, donde los distintos conocimientos se integran para generar propuestas de solución efectiva y acorde a cada realidad local. Los encargados de las políticas cometen un error cuando, como lo hacen con frecuencia, no tienen en cuenta los grupos pequeños o las pequeñas soluciones (Tyler 2006, FAO 2007). Lo difícil es encontrar la manera de desarrollar la capacidad local, hacer participar a los investigadores con los actores locales en la prueba de nuevos enfoques, fortalecer los medios de subsistencia de las comunidades y asegurar que los funcionarios gubernamentales entiendan la situación lo suficientemente bien como para sacar conclusiones válidas, destinadas a reformar las políticas para lograr mayor equidad (FAO 2007).

Algunos principios emanados de la implementación de la gestión integrada de cuencas son (Tyler 2006):

a) Centrarse en las personas: las soluciones perdurables deben estar motivadas por el conocimiento, experiencia y acción de los habitantes locales; para lograr el cambio, que nunca puede ser impuesto desde fuera, se requiere que los usuarios de recursos y otras partes interesadas participen en la generación de conocimiento junto a los investigadores

b) Aprender por la práctica: las nuevas estrategias de manejo de ecosistemas se deben basar en el conocimiento que los usuarios obtienen de la práctica, tanto como en el que generan los investigadores

c) Asegurar que las comunidades locales tengan acceso a los recursos: las intervenciones tienen que empezar reconociendo los derechos y asegurando el acceso a los recursos; el desafío es desarrollar una tenencia colectiva de los bienes comunes, esenciales para la productividad y medios de vida del ecosistema

d) Construir nuevas instituciones para el manejo de recursos: el manejo eficaz de los bienes comunes requiere de instituciones para la acción colectiva; se trata de una operación bastante diferente al manejo de tenencias privadas y demanda nuevos procesos de gobernabilidad local

e) Encontrar innovaciones de rápida rentabilidad: el desarrollo comunitario y organizacional son procesos a largo plazo que requieren la confianza de las agrupaciones locales; una manera de mostrar el valor de estos esfuerzos y los beneficios potenciales es responder a las urgentes necesidades de sustento de los actores locales produciendo beneficios, que se pueden derivar de técnicas mejoradas de producción o de productos de alto valor, o incluso a través de la compensación por los servicios que presta el ecosistema

f) Establecer vínculos y redes: las agrupaciones comunitarias necesitan apoyo; para el aprendizaje adaptable, para lograr apoyo político y representar sus intereses, para despertar conciencia y educación las organizaciones locales tienen que ser capaces de valerse de redes más amplias y crear nuevas asociaciones

g) Las innovaciones deben ser interdisciplinarias: para que la investigación responda a las restricciones prácticas y políticas que enfrenta este enfoque, los análisis sociales e institucionales se deben combinar con estudios biofísicos y ecológicos

h) Las políticas deben posibilitar la innovación local: implementar cambios implica acción local, pero para facilitar el cambio local a menudo se necesitan condiciones y coordinación que vayan más allá de ese nivel.

Los resultados al implementar la gestión de cuencas plantean un desafío que no se debe subestimar; desmienten las creencias e invierten los hábitos mentales de muchos profesionales establecidos y con reputación (Brooks 2002). El peligro reside en que estas revelaciones sean rechazadas por algunas personas, bien intencionadas pero faltas de contacto con la realidad y los tiempos. Esto porque este enfoque contradice otros anteriores que, además de ser verticales, son más simples y están más de acuerdo a la norma vigente (Tyler 2006).

3.4. Estrategias políticas en la gestión integrada de cuencas

El manejo de cuencas ocurre en el contexto de normas y prácticas sociales que prevalecen (Allan et al. 2008). La aceptación social es un elemento esencial en prácticamente todos los temas de manejo que enfrentan los organismos públicos en la actualidad (Stankey et al. 2005). Independiente del problema (p.e. degradación de bosques, incendios, restauración ribereña), el entorno político que rodea la mayoría de las decisiones no sólo es sobre las cuestiones sociales, pero tampoco se trata sólo de cuestiones ecológicas.

Por sí mismas, las estrategias nacionales e internacionales no son suficientes y la experiencia en todo el mundo prueba que el manejo local es esencial para una explotación sostenible del escaso recurso hídrico; el manejo local y comunitario del agua parece ser una idea antigua que ha vuelto a tener vigencia, pero durante muchos años el papel de la gente local ha sido, si no totalmente ignorado, al menos subestimado (Brooks 2002).

El manejo de los bienes naturales por la comunidad, y específicamente la gestión de cuencas, debe desempeñar un papel crítico en las grandes estrategias para resolver los problemas de escasez. El manejo local de cuencas permite una descentralización democratizadora de las decisiones y las responsabilidades; bien hecho, faculta a la gente para tomar parte en las decisiones que definen su futuro (FAO 2007). Por otra parte estimula la integración del saber tradicional con la ciencia, para promover un manejo justo y eficiente de la cuenca, transformando la degradación y la escasez de bienes naturales en una suficiencia sostenible (Brooks 2002).

La ciencia a escala de ecosistemas es fundamental para el proceso de gestión integrada de cuencas, pero requiere de apoyo político y aceptación social; el aprendizaje para el ajuste que requiere el manejo adaptativo no puede tener lugar sin el apoyo político activo (Stankey et al. 2005) y la participación de los actores sociales. En este sentido FEMAT (1993) plantea que "la gente no va a apoyar lo que no entiende y no puede entender aquello en lo que no está involucrado”.

Algunos principios para el abordaje de políticas públicas coherentes con la gestión integrada de cuencas son (modificado de Baron et al. 2002):

a) Desarrollar un marco nacional y regional de políticas de gestión, para incorporar explícitamente las necesidades particulares de cada ecosistema

b) Definir los elementos disponibles de manera integral, incluyendo explícitamente el enfoque de cuencas hidrográficas, para visualizarlas dentro del paisaje o en un contexto de sistema

c) Incrementar la comunicación y la educación en todas las disciplinas, especialmente entre ingenieros, hidrólogos, economistas, abogados y ecólogos, para facilitar una visión integrada de los elementos

d) Promover la restauración, con principios ecológicos bien fundados como directrices

e) Mantener y proteger los ecosistemas que tienen alta integridad

f) Reconocer explícitamente la dependencia de los humanos del buen funcionamiento de los ecosistemas.

La administración debe ser adaptable e institucionalizada en un conjunto de organizaciones con capacidad de aprendizaje, que sean representativas de los sectores que tienen que ver con la toma de decisiones y la planificación (Cowling et al. 2008). Siguiendo las fases del modelo de manejo adaptativo, las políticas y prácticas para conservar los servicios ecosistémicos deben empoderar a los actores sociales para adoptar medidas eficaces en los sistemas socio-ecológicos (Stankey et al. 2005). El modelo operacional debe definir un proceso que promueva la colaboración de los actores y la toma de decisiones debe ser de abajo hacia arriba, lo cual es consistente con la idea de que, aunque la mayoría de los problemas ambientales son de escala regional o mundial, las soluciones son a escala local e individual (Brooks 2002, Cowling et al. 2008).

Finalmente, los gobiernos responsables y benefactores deben desplegar su autoridad para formular reglas sobre la forma de alcanzar armonía y equidad social (Brooks 2002, Tyler 2006), ya que son los encargados de velar por los intereses de los habitantes en el territorio y los únicos actores en la sociedad que pueden direccionar cambios para alcanzar el bienestar social a nivel nacional.

4. Desafíos del manejo integrado de cuencas forestales en el contexto del cambio global

Los ecosistemas funcionalmente intactos y biológicamente complejos proveen muchos servicios y beneficios para la sociedad (Baron et al. 2002, MEA 2005). Los beneficios a corto plazo incluyen bienes y servicios tales como el suministro de alimentos, la purificación de los desechos humanos e industriales, el hábitat para la vida vegetal y animal, y estos son costosos sino imposibles de reemplazar (Costanza 2000). Los beneficios a largo plazo incluyen la provisión sostenida de esos bienes y servicios, así como la capacidad de adaptación de los ecosistemas para responder a futuras alteraciones ambientales, como el cambio climático (Baron et al. 2002).

Los bosques tienen un rol fundamental a escala global, regional y local, debido a sus funciones de regulación y soporte (MEA 2005), por las extensas superficies que ocupan en zonas boreales, templadas y tropicales, donde habita gran parte de la diversidad biológica (Price 2005), y por el valor de los múltiples productos de uso humano que se obtienen de ellos (MEA 2005). Los modelos de manejo forestal deben por tanto orientarse de manera prioritaria a mantener la biodiversidad y funciones de los bosques en el paisaje (Franklin et al. 2002).

Uno de los objetivos del manejo forestal en el siglo XXI debe ser mantener la resiliencia de los bosques, definida como la capacidad de recuperación de los ecosistemas y su biodiversidad frente a las perturbaciones antrópicas, sin que esto determine un cambio hacia un estado alternativo diferente (Drever et al. 2006).

4.1. Estrategia para equilibrar el funcionamiento de los sistemas socio-ecológicos

En el contexto de la gobernanza de las interacciones humano-ambientales, una panacea se refiere a una solución para un tipo de sistema de gobierno que se aplica a todos los problemas ambientales (Ostrom et al. 2007). Existe consenso que las soluciones impuestas, o panaceas, no han contribuido al desarrollo sostenible (Brooks 2002, Tyler 2006, Ostrom et al. 2007, FAO 2007). Por el contrario, la evidencia parece sugerir que las soluciones locales pueden generar resultados más flexibles, exitosos y sostenibles, especialmente donde la escala y las diferencias ecosistémicas son muy relevantes (Brooks 2002, Tyler 2006, FAO 2007, Ostrom 2009). Las soluciones económicas-instrumentales implementadas desde el centralismo no permitirán superar los problemas; de hecho son estas soluciones las que crearon los problemas, porque han llevado al ser humano a enfrentarse con el ambiente y depredarlo (Brooks 2002, Ostrom 2009).

Para llegar a un manejo integrado del territorio es necesario conjugar una serie de elementos, que parten por la cohesión de los involucrados, tanto usuarios como propietarios, y también es un desafío para autoridades y la sociedad científica, actores clave en el desarrollo de políticas públicas relacionadas al tema (Tyler 2006). La experiencia enseña que el manejo local del territorio genera resultados que no son económicamente los más eficientes bajo las reglas del mercado, pero sí socialmente aceptados, equitativos y ambientalmente sostenibles (FAO 2007).

Sin embargo, es importante considerar que los usuarios locales de los bienes muchas veces no entienden o no están de acuerdo con las políticas, leyes y principios económicos por los que el Estado asigna recursos para la extracción comercial en gran escala. Es posible que los derechos a recursos valiosos se asignen en forma no equitativa, privilegiando intereses que cuentan con poder político. Como resultado se disputan los derechos al uso y manejo de los recursos de forma privada, y el Estado, en tanto administrador legal, a veces aparece opuesto a los intereses de los habitantes locales (Tyler 2006). Esto, sumado a la escasa comunicación, crea relaciones tensas entre los usuarios de recursos locales y los organismos estatales responsables del manejo de recursos.

Para avanzar más allá de las panaceas y desarrollar capacidades acumulativas que permitan diagnosticar los problemas y potencialidades de los vínculos entre humanos y ambiente, se requiere estudios serios de los sistemas complejos, multivariados, no lineares y a múltiples escalas (Ostrom 2007), que son utilizados por los

seres humanos. En este contexto, el concepto de sistemas socio-ecológicos pretende entender los sistemas sociales y ecológicos como entes dinámicos y complejos que interactúan entre sí, por lo que solo pueden ser evaluados en sus interacciones (Ostrom 2009). El marco conceptual de los sistemas socio-ecológicos permite a los investigadores organizar el análisis de los atributos de un sistema de recursos (p.e. una cuenca forestal), las unidades de recursos generados por ese sistema (p.e. madera, agua, alimento), los usuarios y el sistema de gobierno, relacionando cómo estos afectan y son afectados indirectamente por las interacciones y generando resultados que permiten obtener información en un tiempo y lugar determinado, retroalimentando el sistema (figura 8). Este marco también permite entender cómo estos atributos pueden afectar y ser afectados por valores socio-económicos, políticos y ecológicos de mayor escala en los que están inmersos los sistemas (Ostrom 2007).

Figura N°8: Marco conceptual para el análisis de los sistemas socio-ecológicos (Ostrom 2009)

Para abordar los sistemas socio-ecológicos el enfoque de sostenibilidad puede ser muy inspirador al momento de pensar en medidas concretas, pero el concepto de vulnerabilidad puede iluminar el camino con conocimientos más precisos. El IPCC (2007) ha definido vulnerabilidad como “el grado en que un sistema social o ecológico es incapaz de lidiar con la variabilidad climática”. Más precisamente, la vulnerabilidad de un sistema socio-ecológico depende de su exposición, sensibilidad y capacidad adaptativa; los dos primeros se relacionan principalmente con factores ambientales, la capacidad adaptativa con variables sociales que pueden ser modificadas para disminuir la vulnerabilidad del sistema. Los seres humanos han demostrado la capacidad de adaptarse a nueva información y contextos (Drever et al. 2006). Los estímulos ambientales facilitan una retroalimentación que informa y modifica el comportamiento posterior (Stankey et al. 2005, Ostrom 2009).

Se necesita un nuevo enfoque para la investigación, que sitúe a los usuarios de los bosques en el centro mismo de la tarea de investigación, como participantes tanto en la enseñanza como en el aprendizaje; este enfoque debe integrar una mejor comprensión de los sistemas naturales, con intervenciones de manejo socialmente adecuadas, seleccionadas y probadas por actores locales (Tyler 2006). Se requiere además una estrategia de investigación que pueda, simultáneamente, fortalecer los sistemas de vida a nivel local e informar las necesidades de cambio en las políticas a nivel nacional (Stankey et al. 2005). En este contexto el conocimiento tradicional se debe complementar con el conocimiento científico, a través de la experiencia práctica de vivir en los ecosistemas,

Sistema de

recursos

Unidades de

recursos

Sistema de

gobierno

Usuarios

Interacciones

Salida de información

Ecosistemas relacionados

Configuración social, económica y política

responder y adaptarse a los cambios. Los valores y creencias son importantes en el sistema de conocimientos, si se quiere llevar hacia una práctica ética en relación al ambiente (Berkes et al. 1998).

El manejo adaptativo de los elementos naturales involucra un aprendizaje desde las acciones de manejo, que se utiliza para mejorar la siguiente etapa de manejo (Holling 1978) y vincular los resultados con el proceso de elaboración de políticas públicas (Stankey et al. 2005). En muchos sentidos, este último componente es donde el concepto “adaptativo” opera, cuyo sustento es la retroalimentación de los resultados de la experimentación.

El manejo adaptativo comparte la premisa general de aprender haciendo, que añade una dimensión explícita, deliberada y formal de las preguntas y problemas orientadores, la realización de experimentos, el procesamiento crítico de los resultados y la evaluación del contexto político que originalmente provocó la investigación (Stankey et al. 2005). Por lo tanto, el manejo adaptativo implica algo más que el incremento del conocimiento científico tradicional, porque el aprendizaje deriva directamente de la experimentación. Un enfoque adaptativo imita el método científico: especifica hipótesis, destaca incertidumbres, estructura las acciones para poner a prueba las hipótesis y evaluar los resultados, ajustando las acciones posteriores a la luz de los resultados (Stankey et al. 2005). Bajo este enfoque, las acciones y políticas se basan en el mejor conocimiento disponible; en lugar de tratar el riesgo y la incertidumbre como una razón para la precaución, el manejo adaptativo las toma como una oportunidad para fomentar el entendimiento (Stankey et al. 2005).

En síntesis, el manejo adaptativo es inevitablemente una acción político-social, así como un compromiso técnico-científico que considera tres elementos: la generación de nuevos conocimientos, basado en una evaluación sistemática de las acciones de manejo; la incorporación de ese conocimiento en acciones posteriores y; la creación de espacios en los que el conocimiento se puede comunicar (Stankey et al. 2005).

Las restricciones al manejo adaptativo están dadas por la forma en que los humanos se relacionan y toman las decisiones; la aversión al riesgo (institucional y legal), el uso de protocolos inadecuados, la asignación de recursos insuficientes (tiempo, cantidad y pertenencia) y la complejidad del enfoque son descritas como las principales restricciones para realizar manejo adaptativo (Allan et al. 2008).

Para llevar a cabo el manejo adaptativo se propone seguir ciertos pasos que aseguren su correcta aplicación y sostenibilidad (Allan et al. 2008). El primer paso es contextualizar el problema y conseguir apoyo de las autoridades locales, identificando los potenciales actores, comunicándoles los principios del manejo adaptativo y creando herramientas para operar. Posteriormente los actores involucrados deben ser invitados a participar desde el inicio del proceso, con el fin de generar una percepción compartida de los temas a tratar y sus límites, construyendo y validando un modelo conceptual que muestre los vínculos entre los distintos procesos que representan el sistema a intervenir. Después de esta primera etapa, donde se enmarca el problema, se deben desarrollar objetivos de corto y largo plazo, los criterios de evaluación e identificar las incertezas clave del sistema (vacíos de conocimiento). Finalmente, se debe desarrollar el proceso de manejo adaptativo bajo un rango de opciones de políticas de manejo o estrategias que aborden los objetivos planteados.

4.2. Adaptabilidad en el Monitoreo y Manejo Adaptativo

Para alcanzar resultados de largo plazo es imprescindible realizar un monitoreo continuo de las actividades de manejo, que sea flexible a los cambios que requiere el enfoque del manejo adaptativo y se centre en procesos ecosistémicos relevantes, como la regulación hídrica y los ciclos biogeoquímicos (Likens 1992). Esto implica un cambio de paradigma en el concepto de monitoreo de largo plazo, desde un enfoque rígido hacia un monitoreo adaptativo (Lindenmayer y Likens 2009). Para establecer un programa de monitoreo de largo plazo exitoso se requiere un modelo conceptual con sus variables y flujos bien definidos, que den cuenta de cómo funciona el ecosistema (p.e. una cuenca), y que considere al menos lo siguiente (Lindenmayer y Likens 2009):

a) Preguntas bien formuladas y medibles que se planteen al inicio del programa

b) Un desarrollo continuo de nuevas preguntas, ya sea porque las iniciales ya fueron contestadas o porque los resultados y análisis de la investigación generan nuevas preguntas para plantear y abordar

c) Diseños experimentales robustos

d) Alta calidad de los datos recogidos y especial cuidado en el almacenamiento de datos y muestras

e) Relaciones de colaboración entre científicos, quienes manejan recursos y otros actores clave

f) Acceso a fuentes de financiación continuas

g) Un liderazgo fuerte y duradero

El paradigma de esta propuesta de monitoreo adaptativo comparte algunos elementos con el paradigma del manejo adaptativo: la formulación de preguntas suele estar motivada por las intervenciones de manejo que son relevantes para las políticas de gestión de los ecosistemas; el enfoque genera información útil para discriminar entre hipótesis alternativas acerca de cómo un sistema bajo manejo responde a las acciones particulares de manejo y; las preguntas se basan en predicciones a priori sobre un modelo conceptual que explica el funcionamiento de un ecosistema y cuál sería la respuesta de las variables evaluadas a las intervenciones de manejo en ese ecosistema (Lindenmayer y Likens 2009). Además, el proceso de evolución de las preguntas en el marco del monitoreo adaptativo es similar al proceso de aprendizaje en el manejo adaptativo.

4.3. Conectividad y Restauración a escala de paisaje

Como ya se mencionó en la sección 2.2, la conectividad es un concepto clave para el correcto funcionamiento de los ecosistemas en una cuenca. En muchos casos, es necesario restaurar distintos elementos en el paisaje (p.e. corredores o zonas riparianas) para recuperar la conectividad. En este contexto, se describen a continuación algunos enfoques y acciones concretas que permiten avanzar hacia el manejo integrado de cuencas forestales.

4.3.1. Conectividad

La biota en los paisajes forestales sujetos a manejo puede estar en riesgo debido a la fragmentación del hábitat, que impide la dispersión y el flujo entre las poblaciones (Olson y Burnett 2009), así como las interacciones a nivel de comunidades. Con frecuencia los esquemas de manejo para proporcionar conectividad consideran de forma independiente las especies acuáticas y terrestres; una preocupación creciente es que estos planteamientos dicotómicos son económicamente ineficientes y pueden fragmentar poblaciones que utilizan hábitats acuáticos y terrestres (Walker et al. 2007, Jansson et al. 2007, Olson y Burnett 2009).

Para proporcionar conectividad a las poblaciones de flora y fauna se propone utilizar las partes altas o cabeceras de las cuencas (Olson y Burnett 2009) y las zonas ribereñas (Hawes y Smith 2005, Chetkiewicz et al. 2006, Walker et al. 2007), lo que permite una utilización amplia de las cuencas al combinar dos elementos unificadores del paisaje. En esencia, se propone que las cabeceras deben ser manejadas como zonas importantes de conexión entre cuencas, conservando estas áreas con bosques para la dispersión y flujo de las especies (Olson y Burnett 2009), pero también y de manera relevante para cumplir importantes funciones ecosistémicas como la captación y almacenamiento de agua y nutrientes, que posteriormente serán redistribuidos aguas abajo (Vannote et al. 1980, Cotler 2004).

4.3.2. Restauración

En muchos casos, las cuencas se encuentran tan severamente degradadas que ya no pueden utilizarse con fines productivos y, para recuperar las funciones ecosistémicas, se requiere de un proceso de restauración. La restauración pretende devolver los sistemas degradados o alterados hacia alguna forma de manejo más sostenible (Walker et al. 2007). La restauración de los ecosistemas es probablemente uno de los mayores desafíos para la ciencia ecológica en las próximas décadas, ya que la presión sobre los ecosistemas que proporcionan servicios ecológicos aumenta con el crecimiento de la población humana, el cambio climático y otros cambios ambientales a gran escala (Jansson et al. 2007, Hobbs et al. 2011).

En el diseño de la restauración se debe avanzar hacia una visión dinámica del paisaje, forzado por la retroalimentación geomorfológica y ecológica, que muchas veces requiere mejorar la conectividad (Jansson et al. 2007). Se debe considerar las relaciones entre la geomorfología a escala de cuenca y la vegetación ribereña, lo que puede mejorar las predicciones e informar la toma de decisiones para concentrar los esfuerzos de restauración (Engelhardt et al. 2012). La restauración debe ser monitoreada para evaluar si las intervenciones

son adecuadas, lo que permite aplicar el manejo adaptativo y generar aprendizajes para la toma de decisiones en el futuro (Stankey et al. 2005, Jansson et al. 2007, Walker et al. 2007).

Para mitigar los efectos de las actividades productivas sobre las funciones de la cuenca, se puede recurrir a acciones como la implementación de estructuras, que actúen como amortiguamiento en las zonas críticas (p.e. áreas con alta pendiente; Wang et al. 2006), porque los costos y la cantidad de terreno asociados son menores. Medidas simples como el cercado de los bordes ribereños para proteger la vegetación ripariana han demostrado ser efectivas en el control del transporte de sólidos suspendidos a los cursos de agua (Hawes y Smith 2005) y el mejoramiento de las condiciones microclimáticas (Wenger 1999) que permiten restaurar las comunidades bentónicas (Townsend et al. 2009, Testa et al. 2010). Para implementar estas medidas es esencial determinar cuestiones como el ancho de la faja de protección ribereña, considerando factores como la pendiente, erodabilidad del suelo, erosividad de las lluvias y tipo de vegetación ripariana.

Los nuevos ecosistemas, también conocidos como ecosistemas emergentes, se generan con combinaciones y abundancias relativas de especies que no han ocurrido previamente dentro de un bioma; las características clave son la novedad, bajo la forma de combinaciones nuevas de especies, y la posibilidad de cambios en el funcionamiento de los ecosistemas, ya que éstos son el resultado de la acción humana deliberada o involuntaria (Hobbs et al. 2006). Es cada vez más aceptado que el impacto de las nuevas especies que llegan a un ecosistema en la dinámica de la comunidad biótica y en las funciones ecosistémicas, está relacionado con la novedad de sus atributos en relación con los atributos de las especies propias del sistema (Hobbs et al. 2006, Hobbs et al. 2011). Cuando las plantas invasoras se tornan desproporcionadamente dominantes en un ecosistema en el tiempo, sus atributos pueden tener efectos profundos sobre las propiedades y procesos de los ecosistemas, incluyendo aumentos locales de las reservas de nutrientes, tasas de reciclaje de nutrientes y productividad primaria, llegando en casos extremos incluso a transformar ecosistemas completos (Wardle et al. 2011).

La restauración de los ecosistemas transformados por especies invasoras no sólo requiere una comprensión de cómo ha sido modificado el funcionamiento de estos ecosistemas, sino también si estos efectos son reversibles cuando el invasor es eliminado (Wardle et al. 2011). El concepto de ecosistemas emergentes es una realidad, y es muy difícil pensar en transformar estos ecosistemas hacia situaciones prístinas u originales; por lo tanto esta nueva condición debe ser considerada al momento de implementar esquemas de restauración en ecosistemas fuertemente alterados.

4.4. Integrando el concepto de cuenca en el manejo de ecosistemas forestales

Las cuencas son unidades básicas del paisaje y, debido a que los límites pueden ser bien definidos, los flujos de agua y componentes químicos se puede medir al interior y fuera del ecosistema (Likens 1992). El agua pasa a través del ecosistema terrestre y con ello se altera su composición química, lo que permite conocer los procesos biológicos y geoquímicos; en consecuencia la escorrentía de las cuencas integra el efecto neto de los procesos terrestres, donde los cambios en su cantidad y composición reflejan modificaciones en las entradas desde la atmósfera o del ecosistema terrestre (Carpenter et al. 1995).

La sociedad del siglo XXI exige al manejo forestal un importante desafío, que considere simultáneamente la producción maderera y energía, la mantención de la biodiversidad, la fijación de Carbono, la calidad del agua, el control de inundaciones, la mantención de hábitats y las posibilidades de recreación (Bauhaus et al. 2009). El uso sostenible de los recursos naturales sólo es posible cuando las prácticas de manejo se basan en los conceptos básicos de la ciencia del suelo y la ecología, y reflejan una sólida comprensión de la interacción entre los procesos suelo-planta y los ciclos biogeoquímicos (Likens y Bormann 1995). Las respuestas físicas y biológicas del ecosistema dependen de los tratamientos silvícolas y estos podrían utilizarse para mitigar los efectos del cambio climático o para restaurar funciones en ecosistemas degradados; sin embargo, estos efectos se deben analizar considerando otros factores, tales como el secuestro de Carbono, la biodiversidad, el clima local y la calidad del agua (Laird et al. 2011).

Para lograr un equilibrio entre las demandas socio-económicas de bienes y servicios y el mantenimiento de las funciones ecosistémicas del bosque en el largo plazo se requiere conocimientos cuantitativos y cualitativos sobre

su respuesta a diferentes prácticas de manejo (De Fries et al. 2004). En general el uso forestal del suelo tiene rendimientos hídricos menores que usos agrícolas o matorrales, pero favorece la calidad de agua (Calder 1998). El manejo forestal aumenta el rendimiento hídrico, pero si las prácticas son muy intensivas genera problemas con la calidad de agua al aumentar la erosión de los suelos, que se traduce en un aumento del transporte de sólidos suspendidos a los caudales (Hubbart et al. 2007).

El equilibrio parece estar en el manejo forestal ecosistémico (Kohm y Franklin 1997, Kimmins 2003), que favorece la cobertura continua del suelo y se aplica a escalas que no generen un impacto importante a nivel de paisaje, respetando además los procesos ecológicos como la sucesión forestal (Franklin et al. 2002) y las perturbaciones naturales (Drever et al. 2006, Long 2009). La intensidad y extensión del manejo son de gran relevancia, ya que al aumentar el porcentaje de superficie bajo manejo los efectos negativos sobre los ecosistemas acuáticos siguen una tendencia no lineal (Maass 2004, Townsend et al. 2009, Testa et al. 2010). La escala temporal es un factor decisivo, ya que se debe respetar los ciclos naturales de la cobertura vegetal para evitar desequilibrios en el balance hídrico y los ciclos biogeoquímicos (Likens y Bormann 1995, Kohm y Franklin 1997, Hornbeck et al. 1997, Franklin et al. 2002).

Un tipo de ecosistema que son de gran relevancia para el buen funcionamiento de una cuenca son los bosques antiguos o primarios, debido a que las funciones ecosistémicas están más balanceadas en términos de flujo y ciclaje de materia y energía (Margalef 1968, Odum 1969, Vitousek y Reiners 1975, Gorham et al. 1979, Armesto et al. 2009). Estos bosques, estructuralmente complejos y composicionalmente diversos, han sido manejados históricamente bajo esquemas silvícolas orientados a simplificarlos, con el fin de aumentar la productividad, generando bosques diferentes en cuanto a estructura y composición (Franklin et al. 2002, Armesto et al. 2009, Bauhaus et al. 2009). Hoy se reconoce que la mantención de la biodiversidad, asociada a la complejidad estructural y funcional de los bosques en estados sucesionales tardíos, no pude estar sólo acotado a las zonas de preservación estricta (Bauhaus et al. 2009), por lo que se debe pensar en enfoques silvícolas que promuevan o mantengan los atributos estructurales de los bosques antiguos en diversas situaciones, que consideren al menos la persistencia de legados biológicos, áreas núcleo que permitan sustentar un nivel mínimo de biodiversidad y especies clave que faciliten y/o mantengan el flujo de organismos y genes, lo cual permite emular las situaciones naturales (Franklin et al. 2002, Drever et al. 2006, Long 2009). En consecuencia, el manejo forestal que intenta mantener o propiciar los atributos de los bosques antiguos o primarios debe ser privilegiado en zonas donde se requiere cumplir con múltiples funciones ecosistémicas (Bauhaus et al. 2009).

A escala regional o de paisaje, el manejo forestal debe considerar una planificación territorial, donde se conserve (si existen) o promuevan bosques antiguos en lugares donde se asigne un uso predominantemente humano (p.e. abastecimiento de agua, recreación) y, bosques en etapas sucesionales tempranas (renovales o adulto-renoval) en áreas donde se desarrolla un uso comercial (p.e. producción de madera y energía, fijación de Carbono). Esto permitiría configurar un paisaje diverso, donde estuvieran representadas las distintas etapas sucesionales de los bosques, con un mosaico dinámico en el tiempo. En todo caso, las buenas prácticas forestales deben ser parte fundamental de esta nueva configuración, ya que como se ha expuesto en este capítulo las prácticas de manejo forestal intensivas generan impactos en los ecosistemas y no son sostenibles en el tiempo. Una red consistente de monitoreo forestal debe ser parte fundamental de cualquier planificación de manejo, ya que nos permite conocer los impactos en tiempo real e implementar medidas cuando la situación así lo amerite.

El manejo integrado de cuencas forestales permite una amplia variedad de esquemas y configuraciones en el paisaje, pero requiere una comunicación estrecha entre las personas encargadas de realizar el manejo, los investigadores, las autoridades políticas y las comunidades locales. De otra forma, no es posible compatibilizar las crecientes demandas sociales con la producción de bienes y servicios del bosque bajo el escenario actual.

Agradecimientos

Cristián Frêne agradece al proyecto 038/2010 del Fondo de Investigación de la Ley de Bosque Nativo/CONAF, así como a la Agrupación de Ingenieros Forestales por el Bosque Nativo y al Instituto de Ecología y Biodiversidad. Carlos Oyarzún agradece al proyecto Fondecyt 1120188.

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