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Algunas bases del enfoque ecosistémico para la restauración

 

Felipe García-Oliva

Centro de Investigaciones en Ecosistemas, UNAM, A.P. 27-3 Sta. María de Guido, 58090, Morelia, Michoacán, México. Correo-e: fgarcia@oikos.unam.mx

 

En la actualidad, la restauración de los ecosistemas se ha convertido en una prioridad, debido al avanzado deterioro del ambiente. A pesar de esta necesidad y de que existe una importante discusión conceptual en los círculos académicos, hay muy pocas experiencias de proyectos de restauración, principalmente en los países con zonas tropicales como el caso de México. Entre las principales causas de esto está la complejidad del problema, el cual se ha abordado con diferentes enfoques (i.e. de biología molecular, botánico o funcional, entre otros). Desde mi punto de vista, no existe un enfoque mejor que otro, sino que la calidad depende de los objetivos de cada uno de los proyectos de restauración. Por ejemplo, si lo que se busca es incrementar la diversidad genética es necesario abordar el tema con un enfoque de biología molecular, o si se busca incrementar los servicios ambientales es necesario abordarlo desde una perspectiva ecosistémica. El presente capítulo se basa en este último enfoque y tiene dos partes. En la primera se abordan algunos conceptos básicos del enfoque ecosistémico, que tiene una implicación directa en los proyectos de restauración y en la segunda parte se desarrollan dos ejemplos de cómo varios factores ambientales influyen en este tipo de proyectos.

 

Primera parte: conceptos básicos del enfoque ecosistémico

 

Concepto de estabilidad de los ecosistemas

El concepto de ecosistema fue propuesto por Tansley (1935), sin embargo su desarrollo ha ocurrido a partir de la década 1970-1980 (i.e. Bormann y Likens 1979, Odum 1983). Actualmente, existen varios trabajos que han descrito con detalle las características de los ecosistemas terrestres (i.e. O´Neill et al. 1986, Maass y Martínez-Yrízar 1990, Aber y Melillo 1991). De manera resumida, podemos definir a los ecosistemas como sistemas funcionales estructurados jerárquicamente, formados por almacenes y flujos de materia y energía manifestándose en distintas escalas temporales y espaciales. Además, son sistemas abiertos, lo cual implica que reciben y exportan materia y energía, por lo cual están continuamente influenciados por los flujos de los ecosistemas aledaños. Asimismo, son sistemas cibernéticos, ya que presentan una serie de procesos de homeostasis que les permiten mantenerse en equilibrio funcional y poder hacerle frente a las perturbaciones (Trudgill, 1979; Ulrich, 1984). Esta última característica permite la posibilidad de considerar que los ecosistemas puedan restaurarse.

La idea de estabilidad tiene dos componentes principales: i) la resistencia, que es la capacidad que tienen los ecosistemas de hacer frente a una perturbación sin cambiar su estructura y dinámica, dependiendo del tamaño de sus almacenes de materia y energía, y ii) la elasticidad (resiliencia) que es su capacidad de regresar al estado anterior a la perturbación, lo cual está determinado por sus tasas metabólicas (Bormann y Likens, 1979; May, 1977; Trojan, 1984; Trudgill, 1979; Webster et al., 1979). Aquellos ecosistemas con grandes masas estructurales (i.e. biomasa en pie) y bajas tasas metabólicas (como los bosques templados) pueden ser más resistentes a las perturbaciones en comparación con aquellos ecosistemas con mayores tasas metabólicas (como los bosques tropicales húmedos), que pueden presentar una elasticidad mayor (Webster et al., 1979).

Sin embargo, la estabilidad depende de dos componentes: i) de las características intrínsecas del ecosistema, las cuales van a definir su resistencia y elasticidad, y ii) de las características de la perturbación (tales como la intensidad, la duración y el tamaño). Ahora bien, debido a que los ecosistemas están estructurados jerárquicamente en niveles de organización, cada nivel tiene, en algún grado, mecanismos reguladores de las perturbaciones, por lo que la capacidad total del ecosistema para enfrentar las perturbaciones va a depender del número de niveles de organización con que cuenta. Por ejemplo, los ecosistemas simples son más vulnerables que aquéllos más complejos, tales como los monocultivos y los bosques tropicales no perturbados, respectivamente. A la capacidad de reducir el efecto de la perturbación se le conoce como “incorporación” (O´Neill et al., 1986), por lo cual cada nivel jerárquico va a poder incorporar a diferentes tipos de perturbaciones. Por ejemplo, el claro formado por la caída de un árbol en un bosque puede ser regenerado por las poblaciones adyacentes, mientras que la deforestación de una superficie sólo puede ser incorporada por el ecosistema en su conjunto. Sin embargo, la perturbación puede llegar a rebasar a la capacidad de incorporación del último nivel de la organización jerárquica del ecosistema y, por lo tanto, en esos casos se da un proceso de degradación.

Otro concepto que es importante aclarar es que la presencia de un sistema en producción no implica que esté en equilibrio. Ellis y Swift (1988) hacen una diferencia entre el equilibrio y la persistencia de un ecosistema. El equilibrio depende de las características antes mencionadas, mientras que la persistencia depende de que exista energía subsidiaria. Esta energía se define como aquélla que no es producida en el propio sistema y por lo tanto es necesario importarla de otros. Por ejemplo, la utilización de sistemas de riego con aguas ajenas a la cuenca hidrológica requiere de una inversión extra para mantenerla. Por lo tanto, la persistencia del ecosistema depende de la presencia de la energía subsidiaria. El problema del uso de energía de este tipo es que puede mantener o incluso fomentar los procesos de degradación, así como que su disponibilidad no depende de la dinámica del ecosistema, por lo que su uso hace más frágil al sistema. Por lo anterior, es importante conocer si el ecosistema que se quiere restaurar está recibiendo este tipo de energía, así como de qué magnitud y en qué forma.

 

Generalidades de la estructura y dinámica de los ecosistemas terrestres

De una manera simplificada, podemos apuntar que los principales almacenes de los ecosistemas terrestres son la vegetación (aérea y subterránea), el mantillo y el suelo, los cuales interactúan con diferentes flujos internos y externos de materia y energía (figura 1). Sin embargo, la subdivisión y su importancia relativa dependen de las características de cada uno de los ecosistemas y de cada uno de los parámetros que se están considerando (ya sea agua, energía o nutrientes). Por ejemplo, el mantillo puede jugar un papel menos importante en la dinámica del agua que en el ciclo del carbono. No obstante lo anterior, existe interacción entre los tres principales ciclos (agua, nutrientes y energía) e inclusive pueden existir efectos favorables o contrarios entre los tres ciclos. Por ejemplo, Vitousek y colaboradores (1994) han reportado que las plantas, al tener que hacer un uso eficiente del agua, sacrifican la protección de los nutrientes, incrementando así la probabilidad de su pérdida del ecosistema. Este tipo de antagonismo entre los ciclos del agua y de los nutrientes puede limitar el éxito de los proyectos de restauración. Por todo lo anterior, es importante reconocer cuál es la importancia relativa de cada uno de los almacenes y flujos del ecosistema bajo estudio, así como las interacciones más importantes entre los diferentes ciclos. Desafortunadamente, existe muy poca información de este tipo, pero a partir de la teoría existente y de las características básicas del sitio bajo estudio, es posible establecer hipótesis al respecto, las cuales deben considerarse en el diseño de los proyectos de restauración.

 

Figura 1. Modelo sencillo que presenta los principales almacenes (cajas) y flujos (flechas) de un ecosistema terrestre considerando la dinámica de energía, nutrientes y agua

 

Fuente: modificado de Aber y Melillo, 1991.

 

En conclusión, no es recomendable tratar de implementar métodos de restauración generados en ecosistemas diferentes a aquél que se está estudiando, sin haberlos analizados, por lo menos, en el contexto de las características del sitio de trabajo. Lo más recomendable es contar con la mayor información posible y establecer qué tipo de parámetros será necesario medir antes de implementar el proyecto de restauración.

 

El concepto de la “Línea Base”

Un concepto básico en los proyectos de restauración es que exista “adicionalidad” o ganancia neta de los parámetros considerados como consecuencia del mismo proyecto (figura 2). Es decir, que se presente un incremento debido efectivamente al manejo (proyecto de restauración) y no como consecuencia de otros factores ajenos al proyecto (tales como la variabilidad climática, espacial, u otros). Para ello es importante definir lo que se conoce como la “línea base”, la cual es el valor de referencia con el cual se van a contrastar los valores después de la implementación del proyecto (figura 2). Su definición puede parecer sencilla y puede suponerse que para obtenerla basta con medir las condiciones del sitio, antes de la puesta en marcha del proyecto. Sin embargo, existen algunos factores que, si la línea base se mide de esta manera, pueden generar situaciones artificiales en la evaluación del proyecto. Entre estos factores se encuentran: la variabilidad temporal, la variabilidad espacial y la presencia de valores umbrales de la respuesta a las perturbaciones (May, 1977; Bormann y Likens, 1979; Brown et al., 2000; García-Oliva y Masera, 2004b).

 

Figura 2 Esquema donde se presenta la ganancia neta debido al manejo (flechas). Para ello debe haber diferencias entre los valores antes del manejo (línea continua) y después del manejo (línea punteada).

 

 

La variabilidad temporal es unos de los principales problemas en la evaluación de proyectos ambientales, y está asociada principalmente con la variación de la precipitación. Este problema lo presentan sitios cuya cantidad y distribución de lluvia durante el año depende de fenómenos aleatorios, tales como los ciclones en las regiones tropicales (i.e. García-Oliva et al., 1995). En la siguiente sección se presenta un ejemplo de dos sitios con patrones de lluvias con diferente nivel de predecibilidad, en la costa del Pacífico mexicano. Una consecuencia de esta variabilidad en el tiempo es que la diferencia entre la línea base y los valores medidos después de la implementación del proyecto pueden simplemente deberse a esta variabilidad interanual, por lo que la ganancia neta puede ser un artificio. Para evitar este tipo de problemas, en estudios ecosistémicos se ha utilizado el método de cuencas pareadas o parcelas pareadas (i.e. Dunne y Leopold, 1978; Bormann y Likens, 1979; Likens y Bormann, 1995). De una manera simplificada, este método consiste en medir dos parcelas o cuencas durante algunos años para poder definir mediante regresiones el tipo de relación que hay entre ambas parcelas. Posteriormente, se aplica el manejo sobre una de ellas y se estima su valor previo al proyecto utilizando las regresiones elaboradas con la parcela no manejada. El problema de este método es que puede ser costoso, ya que hay que estar midiendo ambas parcelas durante varios años, tanto antes como después del manejo.

La variabilidad espacial es sensible a ciertos parámetros ambientales, principalmente los asociados con nutrientes en el suelo (Izaurralde et al., 2001; Murty et al., 2002). Para ello es muy importante considerar la variabilidad espacial implícita de los parámetros considerados y utilizar los diseños adecuados de muestreo, para reducir este tipo de errores. Estas situaciones son muy comunes en estudios que utilizan cronosecuencias como base para el diseño de estudio, en las que confunden los efectos de la variabilidad espacial con la de los factores que se están estudiando (Hurlbert, 1984; Bruijnzeel, 1990).

El tercer factor es la presencia de valores umbrales a partir de los cuales la respuesta a la perturbación es diferente antes y después de alcanzar dichos valores (May, 1977). Por ejemplo, Bormann y colaboradores (1974), utilizando cuencas experimentales, encontraron en una cuenca deforestada que la cantidad de sedimentos producidos por la erosión hídrica no se incrementaron hasta después de 22 meses posteriores a la tala (figura 3). Estos autores reportan que durante el primer año la escorrentía se incremento 45% con respecto al bosque natural, mientras que en el segundo año consecutivo fue mayor en 187%. Los autores concluyen que la respuesta a la perturbación no es lineal, sino que hay valores umbrales a partir de los cuales el ecosistema ya no puede controlar la perturbación. Este tipo de efecto depende de los procesos funcionales de los ecosistemas y es importante tenerlo en cuenta para evaluar a los proyectos de restauración.

 

Figura 3 Cantidad de sedimentos que salen de dos cuencas experimentales en Hubbard Brook, EE.UU. sin deforestar (rombos) y deforestada (cuadros). En esta gráfica se aprecia que la erosión se incrementa hasta los 800 días después de la tala

 

Fuente: Bormann et al., 1974.

 

Segunda parte: ejemplos de la influencia de factores ambientales en proyectos de restauración

 

Los factores externos al ecosistema

En la sección anterior se mencionó que una característica de los ecosistemas es que son sistemas abiertos, por lo que los factores externos pueden tener una influencia muy importante en su estructura y su dinámica. Debido a que estos factores dependen de condiciones externas al ecosistema, éste último no puede regular su dinámica, sino sólo enfrentarla. Entre estos factores, los climáticos son los más relevantes.

La lluvia ha sido considerada como uno de las principales variables que estructuran a los ecosistemas, ya que de ella depende la cantidad de agua que ingresa en un sitio dado. Entre las principales características de la lluvia están su cantidad, su distribución durante el año (su patrón) y su predecibilidad. El efecto de las dos primeras características en la dinámica de los ecosistemas ha sido bien estudiado. En cambio, el efecto de la predecibilidad de la lluvia ha sido menos comprendido y, aunado a las otras dos características, puede tener una influencia directa en el éxito de los proyectos de restauración. Por ello, a continuación y a manera de ejemplo, voy a presentar un estudio de caso de esta característica.

En la costa de Jalisco existen dos sitios (Cihuatlán y Puerto Vallarta) que tienen el mismo clima tropical estacional con lluvias en verano y una temperatura media parecida (cuadro 1); y comparten el tipo de vegetación (bosque tropical caducifolio, según Rzedowski, 1983). Sin embargo, difieren en la cantidad de lluvia anual y sobre todo en su predecibilidad. Puerto Vallarta tiene una mayor precipitación anual que Cihuatlán y la cantidad de lluvia mensual es más predecible en Puerto Vallarta que en Cihuatlán, como se aprecia en el cuadro 1, donde se presentan las probabilidades de 100 mm de lluvia mensual para los cuatro meses más húmedos (de junio a septiembre). En la figura 4 se presenta la lluvia anual de los dos sitios durante 25 años; en ella se puede observar que ambos tienen una variabilidad anual parecida (coeficiente de variación entre 24% y 28%; cuadro 1); sin embargo, su significado cambia si se le compara con un valor de referencia. Para simplificar el ejemplo, en esta figura escogimos el valor umbral de 800 mm anuales, que corresponde al valor que separa a los sitios con clima húmedos de los climas semiáridos, de acuerdo con el método de clasificación de Köppen (Maderey, 1982). Como se puede observar en esta figura, Cihuatlán presenta algunos años con una precipitación menor a este valor umbral, mientras que Puerto Vallarta nunca está por debajo de él, lo cual sugiere que aquél sitio puede presentar años secos, lo cual es poco probable en Puerto Vallarta, a pesar que la cantidad de lluvia depende de los ciclones tropicales en ambos casos. Esto se debe a que la trayectoria de los ciclones del Pacífico se ve afectada por la corriente fría de California, ya que en el paralelo 20° N (donde se encuentra Puerto Vallarta) es donde más frecuentemente los ciclones cambian de dirección, debido a que las aguas del Golfo de California son más tibias en comparación a las aguas bajo la influencia de la corriente fría de California. Como consecuencia de esto, Puerto Vallarta presenta una mayor incidencia de ciclones tropicales, generando más lluvia y con mayor probabilidad que Cihuatlán (García-Oliva et al., 1991). Este tipo de características deben considerarse destacadamente en los proyectos de restauración, ya que la recurrencia de años secos en la zona de Cihuatlán pudiera limitar el desarrollo de dichos proyectos.

 

Figura 4 Lluvia anual (en mm) durante 25 años de dos sitios en la costa de Jalisco: Cihuatlán y Puerto Vallarta (P.V.). La línea V.U.K corresponde al valor umbral de precipitación anual que separa a los climas húmedos de los secos de acuerdo a la clasificación climática de Köppen (calculado como: 2*(14 + temperatura media anual); Maderey, 1982).

 

Fuente: Servicio Meteorológico Nacional.

 

Cuadro 1. Características climáticas y de precipitación de dos sitios en la costa de Jalisco, México

 

Variable	Cihuatlán	Puerto Vallarta
Coordenadas	19º 14´N y 104º 35´O	20º 37´N y 105º 14´O
Altitud	20 m.s.n.m.	2 m.s.n.m.
Temperatura media anual	26.2 ºC	25.9 ºC
Lluvia media anual	827 mm	1468 mm
Coeficiente de variación de la lluvia anual	28%	24%
Cantidad de lluvia típica de un mes húmedo	158 mm	291 mm
Probabilidad de que llueva 100 mm mensuales
Junio	36%	60%
Julio	65%	100%
Agosto	75%	95%
Septiembre	85%	100%

Fuente: García-Oliva et al., 1991.

 

Los factores internos del ecosistema

En buena parte de los ecosistemas, los principales almacenes de energía están en las plantas, en forma de carbono, que puede resultar, en mayor o menor medida, susceptible de movilización. Pero hay casos en los que el suelo es uno de los principales almacenes de nutrientes y energía de los ecosistemas; la importancia de este hecho, para éstos, depende de las características de cada uno. Por ejemplo, el contenido de C en los primeros 60 cm del suelo en un bosque tropical estacional en la región de Chamela, Jalisco es mayor que el presente en la biomasa aérea (76 y 58 Mg ha-1, respectivamente; Jaramillo et al., 2003). En cambio, el contenido de C en el suelo (de los primeros 50 cm) es menor que en la biomasa aérea en un bosque tropical húmedo en la región de Los Tuxtlas, México (137 y 195 Mg ha-1, respectivamente; Hughes et al., 2000). Por esto, las implicaciones de la deforestación sobre los contenidos de carbono, a nivel del ecosistema, son diferentes en cada uno de los sitios. Hughes y colaboradores (2000) mencionan que la pérdida de los contenidos de C del ecosistema debido a la transformación del bosque en praderas en Los Tuxtlas se debe principalmente a la pérdida de la biomasa aérea; mientras que en el caso de Chamela se da tanto en la biomasa aérea como en el contenido en el suelo (García-Oliva et al., 1999ª; Jaramillo et al., 2003). Por todo lo anterior, las estrategias de restauración en cada uno de los sitios deben ser diferentes.

Los procesos de degradación de suelo se pueden agrupar en tres tipos: físicos, químicos y biológicos (cuadro 2; Lal y Stewart, 1992). Su importancia relativa depende de las características del ecosistema así como del tipo de perturbación. Sin embargo, existen relaciones sinérgicas entre ellos, por lo cual la aplicación de algunos métodos específicos de mejoramiento del suelo puede favorecer otro tipo de procesos de degradación. Por ejemplo, fertilizar con nitrógeno puede incrementar la acidez del suelo, favoreciendo así la reducción del fósforo disponible, lo que acarrea consecuencias negativas para algunas formas de vida. Por lo tanto, es importante entender al suelo como un componente del ecosistema antes de aplicar métodos de mejoramiento del suelo de manera aislada.

 

Cuadro 2. Procesos de la degradación de los suelos

 

Tipo	Procesos
Físicos	Cambios en la estructura del suelo
	Cambios en la densidad del suelo
	Cambios en el régimen hidro-termal
Químicos	Lixiviación (pérdida de elementos químicos)
	Cambios en el pH (acidificación)
	Rompimiento en el balance químico de los elementos (contaminación)
Biológicos	Reducción de la materia orgánica del suelo
	Reducción de la flora y fauna del suelo
	Incremento de patógenos

Fuente: modificado de Lal y Stewart, 1992.

 

A continuación presento un ejemplo de la degradación del suelo en la región de Chamela y algunas consideraciones para su restauración. Dicha región se encuentra en la costa del estado de Jalisco, al occidente de México, y la vegetación dominante de área es un bosque tropical caducifolio. Las principales características funcionales de este sitio ya han sido descritas por varios autores (García-Oliva et al., 2002; Cotler et al., 2002; Maass et al., 2002). Este bosque ha sido transformado a praderas para ganadería desde la década de 1970-1980 por medio de la roza-tumba y quema, por lo cual gran parte del bosque natural ha sido convertido en potreros (Gutiérrez-Alcalá, 1993). Entre los principales procesos de degradación que presenta el suelo están la reducción de la estructura del suelo (rompimiento de los macroagregados), la pérdida en la capacidad de amortiguamiento del suelo, la pérdida de su contenido de materia orgánica (MOS) y de nutrientes del suelo, la pérdida en la diversidad de microorganismos, la compactación del suelo y el incremento de la erosión hídrica (Maass et al., 1988; García-Oliva et al., 1994; García-Oliva et al., 1999ª; García-Oliva et al., 1999b; Giardina et al., 2000; Nava-Mendoza et al., 2000; Alvarez-Santiago, 2002). Entre los principales procesos que habría que restaurar en estos suelos se cuenta los siguientes: i) incrementar la MOS, ii) recuperar la estructura del suelo y iii) aumentar la capacidad de retención de agua en el suelo.

En este tipo de suelos, la principal fuente de nutrientes, en su forma disponible, procede de las formas orgánicas y de la actividad microbiana (Singh et al., 1989; Campo et al., 1998; García-Oliva et al., 2003). Por lo tanto la reducción de dicha fuente genera pérdida de la fertilidad; por ejemplo, 60% del potasio total del suelo está en formas orgánicas (Giardina et al., 2000; Alvarez-Santiago, 2002). Para restaurar este factor es necesario incrementar la incorporación de la MOS por medio de la vegetación, ya que el uso actual ha reducido su incorporación al suelo (Castellanos et al., 2001; Jaramillo et al., 2003). Para esto es importante considerar cuáles especies vegetales son las más adecuadas, dependiendo de su productividad primaria neta, de las características químicas del material que retorna al suelo y de su demanda de nutrientes. El efecto de las especies vegetales en la calidad y cantidad de MOS ha sido ya ampliamente estudiado (Vitousek et al., 1987; Wedin and Tilman, 1990; García-Montiel y Binkley, 1998; Chen y Stara, 2000; Smolander y Kitunen, 2002) y ha sido la base para el diseño de sistemas forestales y agroforestales (Binkley y Sollins; 1990, Rhoades y Binkley, 1996; García-Montiel y Binkley 1998; Kaye et al., 2000).

Por su parte, la estructura del suelo se ve afectada por tipos de manejo agresivos, como la deforestación. Los macroagregados se reducen 50% después de la instalación del potrero (García-Oliva et al., 1999a), los cuales juegan un papel muy importante en mantener la actividad de las bacterias, la capacidad de amortiguamiento del suelo y la disponibilidad de los nutrientes (García-Oliva et al., 2004a). La presencia de los macroagregados depende del incremento de la MOS y de la biomasa radicular (Tisdall y Oades, 1979; Elliott, 1986; Gupta y Germida, 1988; Oades y Waters, 1991; Buyanovsky et al., 1994).

El manejo agropecuario en este de sitios también incrementa la densidad del suelo (10% en 11 años de manejo; García-Oliva y Maass, 1998), como resultado del sobre pastoreo y de la erosión hídrica del suelo (Maass et al., 1988). Esto reduce la infiltración del agua y la capacidad de retención de agua en el suelo, disminuyendo así la disponibilidad del agua. Una alternativa a pequeña escala de parcelas (i.e. de parcelas de ca. 60 m2) es incorporar mantillo al suelo, lo que reduce la erosión e incrementa la infiltración (Maass et al., 1988; Burgos, 2004); sin embargo, aún falta evaluar su viabilidad económica a escalas mayores. Por ello es necesario buscar alternativas que favorezcan el desarrollo de la estructura del suelo y reduzcan la erosión hídrica del mismo. De este ejemplo resulta claro que el suelo funciona como un componente del ecosistema y que es necesario evaluarlo como tal para el diseño de cualquier proyecto de restauración ecológica.

 

Agradecimientos

 

Agradezco los comentarios al manuscrito de tres revisores anónimos y de Sonia A. Álvarez, el apoyo técnico de Heberto Ferreira y Maribel Nava-Mendoza en la elaboración de este capítulo.

 

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