INFORME FINALESTUDIO DE DIAGNÓSTICO DEL POTENCIAL DE CONSERVACIÓN

DE LA BIODIVERSIDAD DE LA EMPRESA FORESTAL MININCO

EN LA CORDILLERA DE NAHUELBUTA

Universidad de Concepción Fundación Senda Darwin

Aníbal Pauchard, Cecilia Smith y Juan Carlos Ortiz

Revisores: Lohengrin Cavieres y Juan Armesto

ÍNDICE

I. INTRODUCCIÓN

1. Objetivo General

2. Objetivos Específicos

II. APROXIMACIÓN METODOLÓGICA

III. LA CORDILLERA DE NAHUELBUTA COMO CENTRO DE BIODIVERSIDAD

1. Geografía y Clima de la Cordillera de Nahuelbuta

2. Suelos de la cordillera de la Costa

3. Flora y vegetación

3.1. Endemismo y singularidad taxonómica de la flora

3.2. Conservación y especies en riesgo de extinción

4. Fauna

4.1. Vertebrados

4.2. Invertebrados

5. Priorización para la conservación de la Cordillera de Nahuelbuta

IV. AMENAZAS A LA CONSERVACIÓN EN LA CORDILLERA DE

NAHUELBUTA

1. Cambio de uso de la tierra

1.1 Pérdida de vegetación Nativa

1.2 Fragmentación

1.3 Uso de la tierra y población rural

2. Alteración de los Ciclos Biogeoquímicos

2.1 Erosión

2.2. Desbalance hídrico

3. Extracción de especies de flora y fauna

3.1 Leña

3.2 Piñones

4. Incendios

5. Introducción de especies exóticas

5.1 Ganadería

5.2 Especies vegetales de malezas no controladas

6. Efecto del Cambio Climático Global

7. Escasez de recursos para la conservación y pobreza de las comunidades locales

7.1. Escasez de áreas protegidas y de recursos para su manejo

7.2. Presión de la población rural sobre los recursos nativos

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V. REDES DE CONSERVACIÓN: MÁS ALLÁ DE LAS ÁREAS PROTEGIDAS

1. Redes de Conservación

2. ¿Cómo se define una red de conservación?

3. Los beneficios de una red de conservación

4. Diseño de una red de conservación

5. Análisis de GAP

6. Modelos y algoritmos para la selección de reservas

7. Conformación de una red de conservación

VI. OBJETIVOS Y CRITERIOS DE LA RED DE CONSERVACIÓN DE LA

EMPRESA CMCP EN LA CORDILLERA DE NAHUELBUTA

1. Biodiversidad a nivel de Paisaje-Ecosistema

2. Organización espacial a nivel de Paisaje-Ecosistema

3. Procesos ecológicos a nivel de Paisaje-Ecosistema

4. Biodiversidad a nivel de comunidad

5. Organización espacial a nivel de comunidad

6. Procesos ecológicos a nivel de comunidad

7. Biodiversidad a nivel de especies.

8. Organización espacial a nivel de especies

9. Procesos ecológicos a nivel de especie

10. Biodiversidad a nivel genético

11. Organización espacial a nivel genético

12. Procesos ecológicos a nivel genético

VII. ANÁLISIS ESPACIAL PARA LA CREACIÓN DE UNA RED DE

CONSERVACIÓN EN NAHUELBUTA: EL APORTE DE LA EMPRESA FORESTAL

MININCO

1. Método

2. Resultados y Discusión

X. ESQUEMA METODOLÓGICO PARA LA CREACIÓN DE UNA RED DE

CONSERVACIÓN

1. Modelo metodológico

2. Etapas para la implementación de una red de conservación

3. Propuesta sobre el Rol del Comité Científico

IX. BIBLIOGRAFÍA

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I. INTRODUCCIÓN

Globalmente, existe consenso de que la conservación de la biodiversidad requiere de la

participación de agentes privados para complementar el rol de los organismos públicos. El potencial

para contribuir a la conservación de las empresas privadas es especialmente importante en áreas

donde se desarrollan actividades productivas como la agricultura o la actividad forestal intensiva.

La Cordillera de Nahuelbuta es considerada la prioridad número uno en la conservación de los

bosques templados australes de Sudamérica. La empresa Forestal Mininco cuenta con un importante

patrimonio de vegetación nativa y zonas de protección en la Cordillera de Nahuelbuta, siendo el

segundo mayor propietario privado.

Es en este escenario, que Forestal Mininco, contrató este estudio denominado “Estudio de

Diagnóstico del Potencial de Conservación de la Biodiversidad de la Empresa Forestal Mininco en

la Cordillera de Nahuelbuta” a la Universidad de Concepción para evaluar el potencial de

conservación de la empresa en la Cordillera de Nahuelbuta. El presente estudio se inició en

noviembre del año 2005, concluyendo con la entrega de este informe final en noviembre del 2006.

Los objetivos de este estudio son los siguientes:

1. Objetivo general

Realizar un diagnóstico del potencial de la empresa Forestal Mininco para conservar zonas de alto

valor biológico en la Cordillera de Nahuelbuta.

2. Objetivos específicos

• Definir los objetivos básicos de una red de conservación para Nahuelbuta y los criterios

ecológicos utilizables para su diseño.

• Evaluar el estado de la información sobre biodiversidad el patrimonio en la zona de interés

con potencial para incorporarse a esta red.

• Reconocer las necesidades de información completar vacíos e identificar los estudios

necesarios para adquirir dicha información.

• Identificar las potenciales amenazas a la red de conservación.

• Identificar los predios y las áreas con potencial de esta red de conservación.

• Recomendar un esquema metodológico para continuar con la propuesta e implementación

de acciones de conservación en la Cordillera de Nahuelbuta.

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II. APROXIMACIÓN METODOLÓGICA

El trabajo para la concreción de una red de conservación de Forestal Mininco en la Cordillera de

Nahuelbuta requiere de al menos tres etapas:

1) Diagnóstico: Evaluación del potencial de conservación del patrimonio de Forestal Mininco.

2) Propuesta de Conservación: Elaboración de recomendaciones específicas para la creación de la

red de áreas protegidas.

3) Implementación: Desarrollo progresivo de acciones de manejo requeridas para fortalecer la

conservación de la red de unidades de interés.

Este Informe Final entrega los resultados de la etapa de “Diagnóstico”. Este trabajo se ha

desarrollado bajo la colaboración y complementación entre Forestal Mininco y el equipo de trabajo

científico aquí descrito, de manera que la Empresa ha aportado su experiencia sobre el tema en el

área, y ésta se ha complementado con las capacidades del equipo científico. Esta interacción ha

permitido optimizar el uso de los recursos y consensuar soluciones que puedan ser aplicables bajo

los parámetros de gestión de la empresa.

El Dr. Aníbal Pauchard C. fue el Investigador Principal (IP) de este estudio y la Universidad de

Concepción es el responsable legal para adquirir este convenio. El IP ha desarrollado este

diagnóstico buscando la coordinación con los especialistas de Forestal Mininco y un comité

científico consultor. El comité científico tuvo como función acordar los lineamientos de acción y

velar por la rigurosidad científica del informe final. El comité está constituido por el Dr. Aníbal

Pauchard, el Dr. Juan Carlos Ortiz, y el Dr. Lohengrin Cavieres de la Universidad de Concepción y

el Dr. Juan Armesto y la Dra. Cecilia Smith de la Fundación Senda Darwin. Para la redacción de

este informe se ha contado con la colaboración de Ernesto Teneb, Biólogo y Magíster en Botánica,

Alejandra Jiménez, Bióloga y Magíster en Botánica, Mauricio Aguayo, Ingeniero Forestal y Doctor

en Ciencias Ambientales (c), Emma Elgueta, Bióloga y Magíster en Ecología y Rodrigo Vidal,

Ingeniero Forestal.

Durante este estudio se realizaron más de tres reuniones de trabajo con Forestal Mininco, más una

salida a terreno al área de estudio. En estas actividades han colaborado Luis De Ferrari, Jefe de

Área de Gestión Ambiental de Forestal Mininco, y Aníta Smülders , Jefa de Departamento de

Auditoría Ambiental de Forestal Mininco. El comité científico se ha reunido en dos oportunidades

para definir los criterios de priorización de conservación y evaluar las acciones a seguir para

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alcanzar los objetivos de este estudio. Además, se realizaron reuniones periódicas entre el IP y los

miembros del comité, por separado, para evaluar el estado de avance del proyecto.

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III. LA CORDILLERA DE NAHUELBUTA COMO CENTRO DE BIODIVERSIDAD

1. Geografía y Clima de la Cordillera de Nahuelbuta

La cordillera de la Costa ha sido definida como una secuencia de macizos costeros litológicamente

homogéneos conformados en bloques frente a la costa del centro de Chile (Mardones 2005). La

cordillera de Nahuelbuta corresponde a la sección de la cordillera de la Costa ubicada al sur del río

Biobío (37° 11´ S) y al norte del río Imperial (38° 45´S), al igual que el resto de la cordillera de la

Costa, su formación data del Paleozoico superior, siendo por lo tanto, mucho mas antigua que la

cordillera de los Andes, que data de fines del Terciario.

Figura 1. Mapa de la Cordillera de Nahuelbuta definido como la sección de la Cordillera de la Costa

entre el Río Bio-Bio y el río Imperial.

Desde su origen, la cordillera de Nahuelbuta ha estado sometida a la permanente erosión

fundamentalmente por agentes climáticos y fenómenos de glaciación, los que han contribuido a su

fragmentación y a un descenso marcado de su altura sobre el nivel del mar en el sentido norte-sur.

Así en el extremo norte su cota máxima alcanza sobre 1.500 metros (1.533 m en sus crestas

orientales, Mardones 2005), en contraposición en el límite sur la altitud máxima no sobrepasa los

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720 m (Instituto Geográfico Militar, 1983). Debido a la ausencia de volcanes, no ha recibido

aportes de cenizas en forma periódica y cuantiosa, solo ocasionalmente, de algunas de las

erupciones que han ocurrido en la cordillera de los Andes (Bruggen 1950; Instituto Geográfico

Militar, 1983).

Concepción (36º 50’ S; 73º 02’W) Chillán (36º 36’ S; 72º 02’ W)

Lebu (37º 37’ S; 73º 40’ W) Los Ángeles (37º 28’ S; 72º 21’W)

Contulmo (38º 02’ S; 73º 12’ W) Traiguén (38º 15 S; 72º 40’ W)

Figura 2 Diagramas ombrotérmicos de seis estaciones metereológicas ubicadas en las cercanías de

la cordillera de Nahuelbuta (di Castri & Hajek 1976).

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Las lluvias se concentran en un 80% en los meses de otoño e invierno. Las precipitaciones

presentan dos gradientes, uno latitudinal que incrementa de norte a sur y otro gradiente longitudinal,

que incrementa de este a oeste (Figura 2), por lo que genera una transición entre un clima

mediterráneo cálido y subhúmedo a un clima templado húmedo y lluvioso (di Castri y Hajek 1976).

Uno de los fenómenos más comunes en el área es la fuerte incidencia de las precipitaciones

orográficas en su vertiente oriental producto del efecto de biombo climático que ejerce la cordillera

de Nahuelbuta (Donoso 1981, Instituto Geográfico Militar 1983), hallándose influenciada por dos

macroclimas, el clima mediterráneo en su vertiente oriental y el clima templado húmedo en su

vertiente occidental (Luebert & Pliscoff 2005). En la vertiente oriental las precipitaciones alcanzan

un rango de 2.000 a 2.700 mm y las temperaturas tienen una media anual de 10 a 13 °C (datos

recogidos en el predio «Los Barros» Forestal Mininco S.A., VIII Región, Ibarra et al. 1996). Sobre

los 700 m en el período más frío la precipitación es de preferencia de tipo nival (Donoso 1981),

acumulándose sobre la superficie del suelo una capa de nieve cuyo espesor varía entre 1,0 a 1,3

metros aumentando en años excepcionales a un nivel mayor. La evapotranspiración potencial anual

presenta un gradiente latitudinal como consecuencia de la disminución de las temperaturas medias

hacia el sur (Mardones 2005, Tabla 1).

Tabla 1. Variables climáticas de seis estaciones meteorológicas en las cercanías de la cordillera de

Nahuelbuta (di Castri & Hajek 1976).

Estación Precipitación

anual (mm)

Temperatura media

anual (ºC)

Concepción 1.308,2 12,4

Chillán 1.034,2 14,0

Lebu 1.302,2 13,0

Los Ángeles 1.310,5 13,7

Contulmo 1.896,1 12,6

Traiguén 1.241,2 12,0

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2. Suelos de la cordillera de la Costa.

La cordillera de Nahuelbuta está constituida por rocas metamórficas de origen Paleozoico y algunos

elementos volcánicos intrusivos del batolito de la costa, dominando granitos, granodioritas y

dioritas (Smith-Ramírez 2004, Mardones 2005). Los suelos de la cordillera de Nahuelbuta se han

generado desde el basamento metamórfico paleozoico, siendo clasificados como Alfisols, sub orden

Xeralf.

De acuerdo con Carrasco et al. (1993) los suelos de la cordillera de la Costa pueden ser

diferenciados por la exposición de su vertiente. En la vertiente occidental se desarrollan suelos del

tipo metamórficos (propio de áreas altas de la cordillera de la Costa) en el cual se distinguen al

menos dos series: la Serie Nahuelbuta y la Serie Pocillas. Ambas series son de gran aptitud forestal

determinada principalmente por la influencia marítima, sin embargo, son suelos delgados y de

mediana profundidad.

La erosión de la Serie Nahuelbuta se presenta de moderada a severa, afectando principalmente las

áreas de alta pendiente. En tanto en la vertiente oriental de la cordillera de la Costa, los suelos son

del tipo granítico originados desde rocas graníticas, dioritas cuarzosas o desde material intrusivo

rico en cuarzo, propio de altitudes medianas a altas de la cordillera. Dentro de este grupo se

distinguen dos series: Serie Cauquenes y Serie San Esteban, sin embargo, según Carrasco et al.

(1993) en este grupo se podría incluir también la Serie Santa Sofía. En resumen los suelos de este

grupo son profundos pero fácilmente erosionables. El principal uso que se le ha dado a estos suelos

es forestal, incluso plantando en el subsuelo de esta formación, pero una dificultad para el uso

productivo es el alto grado de compactación, especialmente los suelos de la Serie Cauquenes.

En términos generales las principales características físicas de los suelos de la cordillera de

Nahuelbuta son: color pardo-grisáceo, textura franco arcillo-arenoso y estructura granulares

ligeramente plásticos y adhesivo en mojado. En cuanto a las características químicas, el pH de los

suelos en ambas vertientes es ácido a moderadamente ácido (5,5 a 6,5), la concentración de

nitrógeno es también baja, no así la materia orgánica que en los suelos de ambas vertientes es entre

moderada a alta (Carrasco et al. 1993). La principal amenaza de los suelos de la cordillera de

Nahuelbuta es la erosión con cerca del 82% de los suelos de la cordillera de la Costa de la VIII

Región clasificados con erosión moderada a severa (Peña & Carrasco 1993).

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3. Flora y vegetación

La Cordillera de Nahuelbuta forma parte del hotspot de biodiversidad de Chile Central (Myers et al.

2000). La transición climática que se presenta en la cordillera de Nahuelbuta permite que convergan

formaciones vegetales provenientes de climas mediterráneos y del templado lluvioso, lo que lo

convierte en un ecosistema ecotonal (zonas de transición o límites de dos ecosistemas o biomas

distintos). Esta característica de los bosques de la cordillera de Nahuelbuta produce un incremento

de la riqueza específica respecto al resto del bosque templado de Chile (Villagrán & Hinojosa

1997). Así por ejemplo en el límite septentrional de la cordillera de Nahuelbuta (cercanías de Lota)

se encuentra una de las áreas de mayor riqueza (números de especies) de plantas nativas de toda la

cordillera de la Costa de la VIII Región, con 252 especies diferentes, concentrando así el 36,5% de

la riqueza de la región (Cavieres et al.2005).

El sector más alto de Nahuelbuta alberga pequeñas poblaciones de especies coníferas

primordialmente andinas como son la araucaria, Araucaria araucana y el ciprés de la cordillera,

Austrocedrus chilensis (Cavieres et al. 2005). La zona norte de la cordillera de Nahuelbuta es

dominada por árboles del genero Nothofagus pero con una mezcla de especies mediterráneas y

templadas, con una rica flora de hierbas y enredaderas, alcanzando una riqueza de especies de 154

plantas vasculares nativas, correspondiendo a niveles altos respecto al resto de la Región (Cavieres

et al. 2005).

De acuerdo a la clasificación de la vegetación natural de Chile realizada por Gajardo (1993) la

cordillera de Nahuelbuta incluye tres categorías de formaciones vegetales: Bosque Alto Montano de

Nahuelbuta, Bosque Caducifolio de Concepción y Bosque Caducifolio Interior. El Bosque Montano

de Nahuelbuta presenta un patrón de cambio de las especies dominantes desde el nivel del mar hasta

la cumbre. El Bosque Caducifolio de Concepción se extiende por las laderas bajas y medias de la

cordillera de la Costa en la VIII Región, presentando una fase húmeda hacia la vertiente oceánica y

una fase seca hacia el oriente (Gajardo 1993). Finalmente el Bosque caducifolio interior representa

la mínima expresión de especies caducas del género Nothofagus (característico de este bosque) por

crecer en el ambiente menos favorable de toda su extensión, dado por el efecto climático de

“sombra de lluvia” de la cordillera de la Costa, pero además, debido a que actualmente gran parte

del terreno son suelos erosionados producto de la explotación agropecuaria intensiva (Gajardo

1993).

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Cavieres et al. (2005), de acuerdo a las descripciones de Reiche (1907) y Gajardo (1993), describen

seis tipos de formaciones vegetales para la vertiente occidental de la cordillera de Nahuelbuta, que

se demarcan por la gradiente altitudinal en las siguientes franjas:

a) En las zonas bajas se encuentran Nothofagus obliqua, N. dombeyi y Podocarpus saligna.

Entre los 500 y 600 metros de altitud los bosques alternan con estepas de Festuca scabriuscula con

presencia de arbustos Gaultheria spp. y Embotrium coccineum.

b) Entre los 700 y 1000 m de altitud se encuentran Araucaria araucana junto a la herbácea

Adenocaulon chilense y los arbustos Azara lanceolata y Ovidia andina.

c) A partir de los 1000 m es común encontrar a Araucaria araucana junto a Nothofagus pumilio y

N. antarctica acompañadas por Berberis darwinii, Berberis trigona o Baccharis magellanica. Hacia

mayores altitudes N. dombeyi es reemplazado por N. antarctica y N. pumilio.

d) A los 1.300 m de altitud la conífera Araucaria araucana es acompañada por N. antarctica y E.

coccineum, destacándose la presencia de O. andina y Maytenus disticha.

e) Desde los 1.400 m hasta la cumbre además de araucarias crece N. pumillio en forma achaparrada,

junto a B. trigona, Desfontainia spinosa y Chiliotrichum rosmarinifolium.

Además, en las cumbres de la cordillera de Nahuelbuta los bosques se alternan con turberas o

tundras patagónicas dominadas por Donnatia fascicularis, Astelia pumila y Oreobulus obtusangulus

(Cavieres et al 2005).

En base a los patrones climáticos observados, la aplicación del gradiente adiabático (constancia en

la temperatura del aire) y de los datos vegetaciones, Luebert y Pliscoff (2005) proponen una

zonificación bioclimática para la cordillera de la Costa. Para el caso específico de la ladera

occidental de la cordillera de Nahuelbuta proponen tres zonas o pisos:

a) Piso Termotemplado hiperhumedo: Se distribuye únicamente en la zona baja del reborde

montañoso occidental de la cordillera de Nahuelbuta, por debajo de los 100 m. La vegetación es del

tipo bosque laurifolio muy diverso, dominado por Aextoxicon punctatum y por la presencia de

elementos típicamente laurifolios como Caldcluvia paniculata, Eucryphia cordifolia, Laureliopsis

philippiana y Myrceugenia planipes.”

b) Piso mesotemplado hiperhumedo: En la vertiente occidental de la cordillera de Nahuelbuta

aparecen bosques de N. alpina con presencia de elementos laurifolios como Persea lingue y

Dasyphyllum diacanthoides.

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c) Piso supratemplado hiperhúmedo: distribuido en las partes altas de la cordillera de Nahuelbuta

(sobre 1.000 m) donde se encuentran bosques de Araucaria Araucana, N. pumillio y N. antarctica.

Los dos últimos similares a los de la cordillera andina de Malleco y Cautín.

3.1. Endemismo y singularidad taxonómica de la flora

La cordillera de Nahuelbuta concentra varias especies ausentes en la depresión intermedia y los

Andes a esa latitud, las cuales en la actualidad se presentan en forma discontinuada en sus rangos de

distribución, conformando una de las llamadas “islas” de las cimas más altas de la cordillera de la

Costa del centro-sur de Chile (como la cordillera Pelada). Además Nahuelbuta en particular

presenta un complejo mosaico vegetacional integrado por bosques subantárticos dominados por

diversas especies de Nothofagus (lenga, ñirre, coigue) y coníferas, alternado incluso con fragmentos

de tundras magallánicas cuya expresión mayor ocurre en la zona de los canales (Villagrán y

Armesto 2005).

En términos generales, la singularidad de la flora de Chile Central se debe en gran medida a la

formación de la “diagonal árida” y al levantamiento de la cordillera de los Andes (Villagrán &

Hinojosa 1997), estos factores geológico-climáticos produjeron el aislamiento de la flora chilena del

resto de los bosques sudamericanos desde el Mioceno al presente, propiciando el carácter relictual

de su flora.

Por otro lado, la evidencia indica que el patrón florístico que presenta este macizo montañoso se

produjo por las transformaciones que han experimentado el clima y la vegetación durante las

repetidas glaciaciones del Pleistoceno. El avance de los hielos hacia latitudes menores obligó a la

flora a colonizar áreas libres de hielos, como ocurrió en el cordón montañoso de Nahuelbuta

(latitudes intermedias), entre otros sitios, donde se mantuvo el suelo y la vegetación, generando un

área de refugio de la flora y fauna durante las glaciaciones. Se ha confirmado que durante el último

máximo glaciar la cordillera de Nahuelbuta fue refugio de la mayoría de las especies que ahora se

distribuyen en el bosque templado lluvioso de Chile (Villagrán & Armesto 2005), especialmente

aquellas que constituyen el bosque Valdiviano (Villagrán & Hinojosa 1997).

La Cordillera de Nahuelbuta jugó un papel central en la mantención de la diversidad de especies,

genética y comunidades de los bosques templados durante periodos de catástrofes climáticas. La

mayoría de las especies asociadas al bosque templado-lluvioso tuvieron distribuciones mas

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restringidas que las actuales durante los eventos glaciales y su sobrevivencia fue posible en

pequeñas áreas de condiciones oceánicas mas favorables denominadas “refugios”. Con la retirada

de los hielos hacia su actual cobertura la flora y fauna colonizaría el valle y Andes a partir de estos

refugios naturales. Por ejemplo, la distribución de Araucaria araucana en las cumbres de

Nahuelbuta es un ejemplo de las especies que han ocupado de refugio a esta cordillera (Smith-

Ramírez 2004).

En general las zonas de la cordillera de la Costa donde se conservó la vegetación boscosa poseen

actualmente una alta diversidad biológica y concentran además especies endémicas y de

singularidad taxonómica (únicos representantes de familias o géneros taxonómicos) porque

probablemente sus congéneres habrían desaparecido de las otras áreas. En el caso del macizo

cordillerano de Nahuelbuta, debido a su historia biogeográfica, se presenta un importante número

de especies endémicas (exclusivas a Chile) (Cavieres et al. 2005, Smith-Ramírez 2004). Muchas de

ellas, además de ser endémicas, tienen rangos de distribución muy acotados y discontinuos,

encontrándose en áreas muy restringidas.

Adicionalmente estudios de colecta desde hace 200 años, muestran que la Cordillera de Nahuelbuta

alberga además especies exclusivas de la cordillera de la Costa y plataforma litoral asociada, como

son Gaultheria rengifoana, Sisymbrium litoralis, Rhodophiala chilense e Hybanthus parviflorus

(Cavieres et al. 2005). Otras plantas vasculares son exclusivas a las partes altas de Nahuelbuta

como Haplopappus nahuelbutae y Mutisia araucana.

Lamentablemente además de ser las áreas con mayor riqueza también son descritas como las de

mayor número de especies introducidas, sumado a que gran parte del territorio se encuentra cubierto

de plantaciones forestales, esto nos sugiere que las zonas con la mayor biodiversidad y valor

biológico son también las más amenazadas (Cavieres et al. 2005).

3.2. Conservación y especies en riesgo de extinción

De acuerdo al Libro Rojo de la Flora Terrestre (Benoit 1989), editado por CONAF, el riesgo a la

extinción de cada especie se declara al menos en tres categorías: En Peligro, Vulnerable y Rara. Las

cuales fueron definidas como sigue: En peligro (P) “se refiere a aquellas especies de las que existe

un escaso número de ejemplares en la naturaleza y cuya existencia está seriamente amenazada si los

factores causales continúan operando”; Vulnerables (V) “aquellas especies que podrían pasar a la

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categoría En Peligro, en el futuro próximo, si las causas de su disminución continúan operando” y

Rara (R) a “especies o taxa infraespecífica, que aparentemente siempre han sido escasas, que están

en los últimos estados de su extinción natural, o especies con distribución muy restringida, con

pocas defensas y escaso poder de adaptación”.

Tabla 2. Estado de conservación de la flora de la VIII y IX regiones de Chile. EN y en: especies en

peligro, VU y vu especies vulnerables, RA y ra: especies raras. Las mayúsculas indican especies

mencionadas en el catálogo nacional. Las minúsculas especies no mencionadas en el catálogo

nacional.

Especie VIII Región IX Región Gomortega keule EN Pitavia punctata EN EN Berberidopsis corallina EN EN Araucaria araucana VU VU Austrocedrus chilensis VU VU Legrandia concinna VU Nothofagus glauca VU Nothofagus leonii VU Citronella mucronata RA RA Myrceugenia leptospermoides RA RA Myrceugenia pinnifolia RA RA Prumnopytis andina RA RA Ribes integrifolium RA RA Satureja multiflora RA RA Scutellaria valdiviana RA RA Corynabutilon ochsenii RA Eucryphia cordifolia ra Caldcluvia paniculada ra Senecio cymosus ra Laurelia philippiana ra vu Escallonia myrtoidea ra Corynabutilon vitifolium ra Persea lingue vu Nothofagus alpina vu Podocarpus nubigena ra Cryptocarya alba ra

De acuerdo a esto en los bosques de la VIII y IX regiones encontramos 20 especies de plantas

vasculares con problemas de conservación (Benoit 1989), más otras 12 especies que no son

incorporadas al catálogo nacional pero que igualmente presentan problemas de conservación (Tabla

2). En el informe técnico “Presencia Potencial de Especies Amenazadas en Forestal Arauco”

(BFGBN 0308, documento interno 2003) se elaboró una lista de especies amenazadas

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potencialmente presentes dentro del patrimonio natural de la Empresa en las distintas filiales y

regiones administrativas. A partir de las categorías que se entregan en el Libro Rojo de Flora

Terrestre (Benoit 1989) y específicamente para la condición “quebrada costera” desarrollada en

Bosques Arauco en la cordillera de la Costa de la VIII y IX Región (Nahuelbuta), se presentan

cinco especies potenciales declaradas en la categoría de Rara (baja densidad o escasamente

representada), estas son: Scutellaria valdiviana, Teresa; Myrceugenia colchaguensis, petrillo de

Colchagua; Myrceugenia corraefolia, petrillo; Myrceugenia leptospermoides, macolla y

Myrceugenia pinnifolia, chequén de hoja fina. En la categoría de Peligro de Extinción se menciona

a: Berberidopsis corallina, Michay rojo, Pitavia punctata, Pitao y Gomortega keule, Queule.

A lo que se debe agregar a las coníferas Araucaria araucana y Austrocedrus chilensis como

Vulnerables a la extinción. (Tabla 2).

4. Fauna

4.1. Vertebrados

La Cordillera de Nahuelbuta también ha sido un refugio para diversas especies animales. Por

ejemplo, en la cordillera de Nahuelbuta se encuentra la única población continental reconocida del

zorro chilote o zorro de Darwin (Pseudalopex fulvipes). Este cánido es endémico de Chile y sus

mayores números poblacionales se encuentra en la isla de Chiloé, 600 km al sur de la Cordillera de

Nahulebuta. El primer ejemplar de Chiloé fue descrito por Charles Darwin por su paso por la isla

Grande en el año 1834. Sin embargo, para el Parque Nacional Nahuelbuta sólo fue descrita en el

año 1990. Mediante estudios de ADN mitocondrial se estimó que la población del zorro chilote en

Nahuelbuta se encuentra separada de la población insular desde aproximadamente 1.500 años atrás

(Jiménez & MacMahon 2004) considerando a esta población un relicto de una distribución más

amplia en el pasado.

Para el Parque Nahuelbuta y sus alrededores, en base a estudios de campo, se estimó una población

de 78 individuos para los zorros chilote habitando en el Parque Nahuelbuta y sus alrededores

(Jiménez & McMahon 2004) Este zorro, de acuerdo a antecedentes científicos y técnicos es

considerada la segunda especie de animal mas amenazada de extinción en Chile (Cofré & Marquet

1999) y fue clasificada por la IUCN como “En peligro crítico” e incluida en la Lista Roja de la

IUCN (Jiménez & McMahon 2004). En esta categoría, existen sólo 9 especies de cánidos a nivel

mundial (IUCN 2004). Spotorno (1995) reporta que la población de Nahuelbuta es vulnerable y su

futuro incierto si las actuales amenazas continúan (citado en Jiménez & McMahon 2004). Aunque

14

la especie es nacionalmente protegida dentro del Parque Nacional Nahuelbuta se han registrado

ataques de perros domésticos en contra de los pequeños zorros (McMahon, observación personal),

los cuales ocurren en particular cuando los visitantes o recolectores de piñones de Araucaria entran

al Parque con perros (Jimenez & McMahon 2004).

Entre los pequeños mamíferos que son exclusivos del centro-sur de Chile existen dos especies de

roedores de carácter ancestral que habitan en galerías bajo el dosel de los bosques: el Tunduco,

Aconaemys fuscus, es una especie propia de la cordillera de Nahuelbuta (Mann 1978) y de algunas

localidades de los Andes donde vive íntimamente asociada a los bosques de Araucarias. Allí

desarrolla toda su vida, consume piñones, los cuales guarda en galerías subterráneas bajo las

Araucarias, teniendo así reservas para el invierno, tiempo durante el cual la nieve taponea la entrada

a sus cuevas por varios meses, quedando protegido del frío y con alimento (Campos 1996). La

íntima correlación ecológica que enlaza a este roedor con las coníferas Araucaria araucana, de

primitiva y antiquísima estampa, tiende igualmente a señalar en Aconaemys una forma de naturaleza

relictual y primitiva (Mann 1978).

Otro roedor de similar anatomía y hábitos, es el Cururo del Maule o Tuco-Tuco maulino, Ctenomys

maulinus, especie endémica de Chile y de restringida distribución a algunas localidades entre la

provincia de Talca a Cautín. Pero de manera más restrictiva se ha descrito una subespecie de Cururo

del Maule, Ctenomys maulinus prunnneus, que habita solamente la cordillera de la Costa hasta el

valle central de la provincia de Malleco y Cautín. Varios autores reconocen que esta especie es poco

conocida por falta de hallazgos y estudios (Campos 1986, Muñoz-Pedreros & Yañez 2000).

Respecto a la fauna aviar nativa, ha sido reportada en el Parque Nacional Nahuelbuta y sus

alrededores una población aislada de Carpintero grande (Campephilus magellanicus). El Carpintero

grande es una de las especies mas especificas al bosque nativo ya que requiere árboles adultos vivos

o muertos (Nothofagus) para nidificar y extraer su alimento, como larvas de insectos xilófagos (ej.

Cheloderus childreni, Ch. peñai o Microplophorus sp.) (Saavedra 1998). En términos generales esta

especie ha sido clasificada como Vulnerable según el Libro Rojo de los Vertebrados Terrestres de

Chile, pero en las regiones VI a VIII esta especie está la categoría de En Peligro de Extinción

(Saavedra 1998).

Los anfibios y reptiles de Nahuelbuta poseen un alto valor de conservación.. La fauna de anfibios en

Nahuelbuta esta representada por 17 especies (33% del total nacional), incluyendo cinco especies

15

endémicas a Nahuelbuta: Alsodes barrioi, Alsodes vanzolinii, Eupsophus contulmoensis, E.

nahuelbutensis y Telmatobufo bullocki (Ortiz & Ibarra-Vidal 2005). Esta última especie es conocida

solamente en dos localidades en las zonas mas altas de la cordillera de Nahuelbuta, y es un

representante de ancestrales relaciones con anfibios de Gondwana (Pefaur 1971 en Smith-Ramirez

2004). Seis especies de anfibios alcanzan aquí su límite septentrional de distribución: Bufo

rubropunctatus, Batrachyla leptopus, Hylorina silvatica, Eupsophus roseus, E. vertebralis y

Alsodes monticola.

Los principales factores de la disminución de las poblaciones de anfibios son el drenaje o relleno de

humedales, la deforestación, la expansión de los monocultivos y la contaminación de las aguas. Un

ejemplo claro es la búsqueda de la especie Alsodes vanzolinii recolectada solamente en la localidad

de Ramadillas, la que actualmente está cubierta por plantaciones forestales y no se han producido

nuevos hallazgos de esta especie (Ortiz & Ibarra-Vidal 2005). Lo mismo es el caso de las dos

especies representativas del genero Rhinoderma, propio del bosque templado lluvioso: la ranita de

Darwin, Rhinoderma darwinii y R. rufum que fue abundantemente conocida en el Parque Nacional

Nahuelbuta pero actualmente la población de R. rufum en la provincia de Arauco está

completamente desaparecida (Formas 1995).

La fauna de reptiles está representada por nueve especies (5% del total nacional) distribuidos en

cuatro géneros y tres familias. Las subespecies de estos reptiles reconocidas en esta cordillera son

Liolaemus cyanogaster cyanogaster, Liolaemus pictus pictus y Tachymenis chilensis chilensis. A

nivel de especie ninguno de los reptiles es endémico a esta zona sino que tienen amplia distribución

en Chile centro-sur (Ortiz & Ibarra-Vidal 2005), pero la mayor concentración de anfibios y reptiles

aparece en la vertiente occidental del Parque Nacional Nahuelbuta.

Los peces de agua dulce de esta formación geológica están asociados a los ríos que atraviesan el

cordón costero o a sistemas lacustres de las cuencas costeras. A pesar de ser cuencas de pequeño

tamaño pueden albergar una alta riqueza de fauna íctica, compuesta de especies nativas, de orígenes

Gondwanícos o subtropicales y tropicales, y especies introducidas, como salmonídeos

principalmente. La alta riqueza y diversidad biogeográfica es mantenida por la diversidad de

hábitats que se forman en los ríos a lo largo del cordón montañoso, pero además por la condición

prístina (bien conservada) de las cuencas en sus partes mas altas cuando el río nace inserto en

bosque nativo (Habit & Victoriano 2005).

16

Se pueden describir tres grupos de peces de acuerdo al sector que habitan: zona de rápidos

caracterizada por Oncorhynchus mykiss, Salmo trutta (Salmónidos introducidos), Nematogenys

inermis (bagre endémico de Chile); zona media y de baja corriente con Trichomycteus areolatus

(carmelita) Cheirodon galusdae (especie asociada a especies tropicales) Galaxias maculatus

(especies de origen subantártico), Percilia irwini (endémica de Chile) Basilichhys australis

(pejerrey nativo) y Bullockis maldonadoi (bagrecito endémico) y zona media a baja, donde se

encuentra la especie Geotria australis, una de las mas importantes especies debido a su primitiva

distribución con presencia en la cordillera de la Costa y en Australia, siendo considerada en la

actualidad Vulnerable a la extinción (Campos et al. 1998).

La fauna íctica nacional presenta un alarmante estado de conservación, encontrándose casi todas las

especies en alguna de categoría de riesgo de extinción (sólo dos especies quedan fuera de Peligro,

Campos et al 1998). Por ejemplo, aún cuando la especie Diplomystes nahuelbutaensis deba su

nombre a la cordillera de Nahuelbuta, no existen evidencias de que actualmente esté en esta

cordillera costera. Uno de los factores más importantes en la merma de los peces nativos es la

presencia de peces introducidos depredadores voraces como truchas y salmonídeos en general. A

pesar de ello, aun se siguen sembrando alevines sin regulación, como el caso del lago Lanalhue,

donde se siembra pejerreyes con fines de turísticos (Habit & Victoriano 2005). Otro factor

agravante es el cambio del uso del suelo ya que la tala del bosque nativo generan modificaciones de

la calidad del agua y oferta alimenticia alóctona, así como el ingreso de contaminantes.

4.2. Invertebrados

Existe muy poco conocimiento sistematizado de la fauna de invertebrados en la Cordillera de

Nahulebuta; a continuación se menciona el conocimiento existente en algunos grupos:

a) Decápodos, la cordillera de Nahuelbuta cuenta con siete especies de cangrejos anomuros del

género Aegla que son endémicos de la cordillera de la costa, desde el cordón montañoso de

Nahuelbuta hasta el rió Bueno; ellos son Aegla concepcionensis (amenazada de extinción), A

expansa, A. bahamondei, A. cholchol, A. spectabilis, A. manni y A. hueicollensis. Dada su

distribución restringida y escasos registros, estas especies están consideradas En peligro de

extinción (Jara 2005). Recientemente una nueva especie de la familia Aeglidae (Aegla occidentalis)

ha sido descrita para el rió Tucapel, en la ladera occidental de Nahuelbuta (Jara et al. 2003).

b) Los coleópteros de la familia Cleridae se encuentran representados con 21 especies de ocho

géneros, de los cuales dos especies: Epiclines araucanus y Neopylus nahuelbutensis son endémicos

de Nahuelbuta, de ellos se tienen escasos registros (Solervicens 2005).

17

c) Por otra parte, los Hymenopteros apiformes se hallan representados por 34 especies de cinco

familias: Andrenidae, Apidae, Colletidae, Halictidae y Megachilidae, siendo las familias mas

numerosas Apidea y Halictidae (Ruz & Vivallo 2005), se estima que las especies de apiformes han

reducido considerablemente su distribución y abundancia debido al reemplazo del bosque nativo

por plantaciones, (Ruz & Vivallo 2005).

5. Priorización para la conservación de la Cordillera de Nahuelbuta

El gobierno nacional en un plan estratégico destinado a la conservación, ha designado 68 sitios

como prioritarios para la conservación a nivel nacional, uno de ellos se ubica en la quebrada de

Caramávida en la Cordillera de Nahuelbuta. La Quebrada de Caramávida es reconocida por la

comunidad científica como uno de los lugares de mayor potencial de conservación dentro de la VIII

Región, esto principalmente porque contiene extensiones importantes de bosques primarios y

secundarios que no han sido deteriorados debido al difícil acceso que esta quebrada presenta. Las

amenazas para la conservación de la quebrada son principalmente el aumento de plantaciones

forestales y la creación de redes de caminos.

Lamentablemente, existe escasa investigación científica publicada sobre el potencial de

conservación del área, por lo que para este documento se detallan a continuación los listados de

especies (flora, anfibios, reptiles, aves y mamíferos) con problemas de conservación de la Estrategia

de la Biodiversidad de la VIII Región elaborada en base al trabajo de un panel de expertos (Tabla 3

a la 7 extraídas de CONAMA 2003).

Tabla 3. Plantas con problemas de conservación presentes en la Quebrada de Caramávida

(CONAMA 2003).

Nombre común Nombre científico Estado de Conservación

Michay rojo Berberidopsis corallina En Peligro

Queule Gomortega keule (*) En peligro

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Tabla 4. Anfibios con problemas de conservación en la Quebrada de Caramávida (CONAMA

2003).

Nombre común Nombre científico Estado de Conservación

Sapito de Darwin Rhinoderma darwinii En Peligro

Sapo de Bullock Telmatobufo bullocki Rara

Tabla 5. Reptiles con problemas de conservación presentes en la Quebrada de Caramávida

(CONAMA 2003).

Nombre común Nombre científico Estado de Conservación

Lagarto llorón Liolaemus chiliensis Inadec. Conocida

Lagartija verde Liolaemus tenuis Vulnerable

Lagartija Liolaemus pictus Vulnerable

Culebra de cola corta Tachymenis chilensis Vulnerable

Tabla 6. Aves con problemas de conservación presentes en la Quebrada de Caramávida

(CONAMA 2003).

Nombre común Nombre científico Estado de Conservación

Torcaza Columba araucana Vulnerable

Choroy Enicognathus leptorhynchus Vulnerable

Peuquito Accipiter bicolor Rara

Concón Strix rufipes Vulnerable

Carpintero grande Campephilus magellanicus Vulnerable

Tabla 7. Mamíferos con problemas de conservación en la Quebrada de Caramávida (CONAMA

2003).

Nombre común Nombre científico Estado de Conservación

Quique Galictis cuja Vulnerable

Zorro chilla Pseudalopex griseus Inad. Conocida

Puma Puma concolor Vulnerable

Güiña Oncifelis guigna En Peligro

Pudú Pudu pudu Vulnerable

Zorro chilote* Pseudalopex fulvipes Rara

*Presencia probable.

19

IV. AMENAZAS A LA CONSERVACIÓN EN LA CORDILLERA DE NAHUELBUTA

1. Cambio de uso de la tierra

En la cordillera de Nahuelbuta, como a nivel mundial (Sala et al. 2000), el cambio de uso de la

tierra es la mayor amenaza a la conservación biológica. En Nahuelbuta, el bosque templado

valdiviano se extendía hacia norte por la vertiente marítima y el bosque esclerófilo hacia el sur por

su vertiente continental y el norte de la planicie costera. Sin embargo los bosques han sido

destruidos para destinar terrenos a la agricultura, ganadería y la explotación del bosque para la

producción de madera, leña y carbón desde el período de la colonización. Mas tarde se destinó los

productos además a las labores mineras y en el área se desarrolló una agricultura y ganadería de

subsistencia que predomina hasta hoy en la vertiente oriental (Ortiz & Ibarra-Vidal 2005).

La continua transformación del uso del suelo ha provocado el creciente deterioro del paisaje de la

cordillera de Nahuelbuta. La fragmentación del bosque nativo es una de las causas del deterioro de

los ecosistemas en la cordillera de Nahuelbuta con sus efectos ya conocidos: como la disminución

de los tamaños poblacionales, aislamiento de las poblaciones e incremento de la invasión de

especies exóticas. Los bosques nativos de Chile central han sufrido de la intervención antrópica

desde los tiempos de la colonia, grandes extensiones de territorio fueron desforestadas para el uso

agrícola, para luego a mediados de este siglo, ser remplazados por las primeras plantaciones de pino

radiata. A partir de la segunda mitad de la década del 1970 incentivos gubernamentales permitieron

la expansión de las plantaciones de pino radiata especialmente sobre la cordillera de la costa.

Al deterioro del paisaje en la cordillera de Nahuelbuta se une la baja cobertura de áreas protegidas.

Dentro del Sistema Nacional de Áreas Silvestres Protegidas del Estado se cuentan sólo dos áreas

para la cordillera de Nahuelbuta dentro de la IX Región: el Parque Nacional Nahuelbuta de 6.800

hectáreas y el Monumento Natural Contulmo de sólo 82 hectáreas (Ortiz & Ibarra-Vidal 2005). La

porción de cordillera de Nahuelbuta en la VIII Región no contiene ningún SNASPE, pero como

áreas complementarias se ha asignando el sector de Piedra del Águila (71 hectáreas),

inmediatamente al oeste del Parque Nacional (IX), como Área de Protección (AP) (Ibarra-Vidal et

al. 2005). Esta zona está cubierta aun por bosque nativo y tiene como objetivo preservar la belleza

escénica en el entorno del Parque Nacional. Sin embargo estas áreas son aun insuficientes para

conservar la biodiversidad de Nahuelbuta y requieren urgentemente ser complementadas con

nuevas áreas de protección.

20

1.1 Pérdida de vegetación Nativa

En las regiones VI-IX se ha producido la mas alta alteración del bosque nativo debido a los cambios

de uso de la tierra, las plantaciones de especies exóticas e incendios forestales (Neira et al. 2002)

Los originales bosques templados valdiviano y esclerófilo que cubrían la cordillera de Nahuelbuta

han ido desapareciendo desde el período de la colonización. Principalmente destruidos para destinar

terrenos a la agricultura, ganadería y de explotación para la producción de madera, leña y carbón.

En 1845 Domeyko describe la cordillera de Nahuelbuta, aún como “territorio indio” y con un

paisaje de espesas selvas combinada con “potreros” o campos que habían sido abiertos por los

conquistadores (en Ibarra 1988). En tiempos posteriores a la pacificación de los mapuches la

explotación de los recursos se hizo mas intensa y se quemaron los bosques para poder cultivar y

subsistir. Mas tarde se destinó los productos además a las labores mineras y en el área se desarrolló

una agricultura y ganadería de subsistencia que predomina hasta hoy en la vertiente oriental (Ortiz

& Ibarra-Vidal 2005).

Una vez fragmentados los bosques originales de robles, raulíes, coigües, araucarias, lengas, ñirres,

avellanos y laureles, estas formaciones vegetales quedaron postergadas sólo a las partes altas de la

cordillera y a quebradas donde debido a su inaccesibilidad no pudieron ser explotadas. A mediados

del siglo XIX se comienzan las primeras plantaciones de pino radiata. Según un análisis

palinológico (vía isótopo Pb) en la laguna Chica de San Pedro se confirma que Chile carecía de

árboles de Pinus radiata hasta que fueron introducidos por la compañía carbonífera de Lota que

estableció las primeras plantaciones comerciales de esta especie en 1885 (Cisternas & Araneda

2001).

Más allá del efecto directo de la tala y quema del bosque original la posterior y permanente entrada

de vacuno, cabras, ovejas, cerdos y conejos al bosque terminaron por destruir el sotobosque e

imposibilitar el crecimiento de los renovales del bosque nativo. A partir de la segunda mitad de la

década del 1970 los incentivos gubernamentales permitieron la expansión de las plantaciones de

pino radiata, incluso reemplazando el bosque original. Consecuentemente se produjo un incremento

en la producción de pulpa o celulosa como uno de los productos forestales principales (Neira et al

2002). El reemplazo del bosque nativo ha sido particularmente extensivo en los bosques de la

cordillera de la Costa de Chile central donde el 31% del bosque nativo fue reemplazo durante un

periodo entre 1978-1987 (Donoso & Lara 1996).

21

1.2 Fragmentación

La fragmentación del bosque nativo es una de las causas del deterioro de los ecosistemas en la

cordillera de Nahuelbuta con sus efectos a nivel de fauna como la disminución de los tamaños

poblacionales, aislamiento de las poblaciones e incremento de la invasión de especies exóticas. En

1978 Schulmeyer hace notar la clara ausencia de stands continuos de vegetación nativa en ambas

vertientes y debió utilizar los restos de flora conservada en las quebradas para realizar su estudio

fitogeográfico (descripción de vegetación en un gradiente altitudinal) (En Ibarra 1988).

La fragmentación de unidades continúas de bosque y ahora rodeadas de una matriz hostil para la

flora y fauna crean verdaderas islas de estos ecosistemas naturales, ya que los ambientes degradados

y de uso humano se constituyen en “barreras” para la sobrevivencia de las especies fuera de su

habitat. De acuerdo a Acosta (2001) en la cordillera de la Costa en las regiones VI y VII ya no

existen fragmentos de bosque nativo sobre las 5.000 hectáreas, por lo que las especies deben tener

la posibilidad de migrar o conectarse con otros fragmentos mayores de bosques nativos. En su

estudio realizado con los carnívoros zorro culpeo y huiña entre la VII y VIII región el único

remanente de bosque nativo lo suficientemente grande para proteger una población viable era el

Parque Nacional Nahuelbuta. Por ello estos remanentes constituyen un importante reservorio

genético inmerso en una matriz hostil ya sea por efectos indirectos o directos del humano (caserías,

ataque por perros, atropellos, hostigamiento, etc.).

Bustamante & Grez (1995) señalan que un fragmento de bosque que está rodeado por otro tipo de

vegetación boscosa sufrirá un efecto de borde menor que otro rodeado por praderas u otra matriz

con vegetación estructuralmente distinta. En términos de estructura, los árboles que quedan

limitando hacia los campos agrícolas o terrenos abiertos están mas propensos a quebrarse o caerse

durante temporales, así como a la invasión de plagas fitosanitarias. Por otra parte a nivel del suelo la

cantidad de luz que entra al piso del bosque en los bordes permite la germinación de especies de

malezas intolerantes a la sombra (propia de campos agrícolas) como zarzamora, aromos y retamilla,

la mayoría de las especies corresponden a colonizadoras o pioneras, típicas de ambientes

degradados que rápidamente invaden áreas abiertas y contribuyen a la formación de matorrales. De

la misma manera que la flora es afectada en los bordes del bosque, la fauna esta expuesta a los

depredadores, parásitos y animales domésticos que disminuyen sus probabilidades de sobrevivencia

o reproducción. Según el tipo de formación vegetal el llamado efecto borde puede mostrar

evidencias incluso hasta 100 metros al interior del fragmento (Murcia 1995).

22

1.3 Uso de la tierra y población rural

Actualmente ambas vertientes de la cordillera está principalmente en manos de grandes empresas

forestales y en manos de pequeños propietarios, que realizan agricultura de subsistencia. La

población de comunas con representación en la cordillera de la Costa se concentra

mayoritariamente en el sector rural (60% aprox.), de ahí que las actividades productivas más

destacadas sean la agricultura y la explotación forestal. Esta última absorbe una importante cantidad

de mano de obra, principalmente para las faenas de plantación, manejo y cosecha del bosque

(Instituto del Medio Ambiente Universidad de La Frontera). Los agricultores cultivan

principalmente el trigo, lentejas, arvejas, avena (Parra 2004).

La IX Región al año 2002 alcanzaba 869.535 personas y un 32,3% de población rural. A su vez la

VIII Región para el censo 2002 mostró 1.861.562 habitantes, con una población rural del 17,9%.

Ambas regiones con crecimiento anual sobre el 1% (1,2 y 1,55%). Sin embargo en las comunas con

representación en la cordillera de Nahuelbuta la población rural sobrepasa el 60% (www.ine.cl

2002, Inst. Medio Ambiente, UFRO) con poblaciones totales de 5.838 hab. para Contulmo, 12.868

hab. para Purén, 11.405 hab. para Lumaco, 31.270 hab para Cañete, 31.943 hab. para Curanilahue

y 7.581 hab. para Los Sauces. Así regiones con un alto porcentaje de población rural y una tasa

positiva de crecimiento poblacional como las regiones VIII y IX (1,07% a 1,55% anual) producen

un aumento de la presión sobre los remanentes de bosque nativo, ya sea por la demanda de leña o

el uso de suelos para las veranadas de animales domésticos.

2. Alteración de los Ciclos Biogeoquímicos

2.1 Erosión

A escala nacional, la superficie total de suelos erosionados alcanza a 34.490.800 hectáreas, lo que

representa un 45,5% del territorio nacional y cerca del 75% de los suelos productivos de Chile. En

la IX Región el 77% de la superficie regional (3.185,84 há) presenta algún grado de erosión: 875,1

há tienen una erosión muy severa y severa, 1.533,3 há tienen una erosión moderada y 69,537 há

presentan erosión leve.

23

En si la erosión en el país es la consecuencia directa de la degradación de los terrenos forestales por

la devastación de la cobertura vegetal, los incendios forestales y el sobrepastoreo. Además en un

territorio como la cordillera de Nahuelbuta con valores de pendientes que pueden llegar hasta un

50% gran parte del terreno ha sido categorizado de erosión muy severa (www.sinia.cl). De hecho de

acuerdo a CIREN los suelos del sector mas alto del extremo sur de esta cordillera pertenecen a la

serie llamada Nahuelbuta, variación 8, que corresponde a una topografía de cerros con 30 a 50% de

pendiente (en Parra 2004), lo cual asociado a un suelo arcilloso provoca una severa erosión y

drenaje excesivo. Desde varias décadas a la fecha que la provincia de Malleco, en la cual se

encuentran el Parque Nacional de Nahuelbuta, es una de las más erosionadas del país. Esto se debe

a que la cantidad de materiales arrastrados por las aguas hacia el mar ha aumentado desde que se

produjo la penetración colonizadora en esta región (Borgel 1984).

Por otra parte la pérdida de cobertura vegetal nativa no permite una recuperación de la materia

orgánica que sí había sido adquirida al final de una sucesión natural de bosques templados o

esclerófilo. Estudios en la vertiente occidental de la cordillera de Nahuelbuta compararon la erosión

hídrica en diferentes tipos de vegetación (Ibarra & Mancilla 1995) observándose que el

escurrimiento superficial después de una lluvia puntual (como indicador de la degradación del

suelo) fue mayor en suelo bajo plantaciones de pino insigne de 20 años que en suelo bajo renoval

nativo. Los valores arrojan una perdida de suelo de 2,7 toneladas por hectárea en plantaciones v/s

0,66 toneladas por hectárea en renoval de Roble posterior a 100 mm de precipitación (primavera

1991, Fundo Los Barros VIII Región).

Por otra parte, estudios de sedimentos en lagunas de fondo béntico-fangoso puedan dar cuenta de

periodos históricos de erosión, como por ejemplo el análisis de la laguna Chica San Pedro muestra

una tendencia general al incremento de las tasas de sedimentación durante el último medio siglo: la

tasa neta de acumulación ha variado en un orden de magnitud desde 50 gramos/m2 al año en 1880

(aprox.) a una tasa que se mantiene desde los noventa con 520 gramos/m2 al año (con pulsos entre

260 a 600 g/m2a) (Cisternas & Araneda 2001).

2.2. Problemas en el balance hídrico

El diagnóstico ambiental de 1992 (en Schmitd et al. 2004), informa sobre la grave alteración de la

red suelo-agua-vegetación de la provincia de Malleco que además del severo proceso de erosión del

24

suelo las inundaciones y sequías son causadas por alteraciones de los regímenes hídricos con la

modificación del uso del suelo y el drenaje de cuerpos de agua.

3. Extracción de especies de flora y fauna

3.1 Leña

El uso de leña como combustible domestico e industrial ha ido en aumento a medida que los

asentamientos rurales han aumentado en la cordillera de la época de la colonia. Además

actualmente las familias rurales obtienen parte de sus ingresos haciendo y vendiendo leña. Las

practicas de agricultura a pequeña escala es de muy difícil subsistencia pues no les permite

criar/cultivar y vender los productos y de acuerdo a los datos de la Municipalidad de Angol (sistema

CAS) las localidad aledañas al Parque Nacional, como Maitenrehue y Pichipehuén, trabajan

haciendo carbón y tienen que hacer entre 80-100 sacos para ganar 40 o 50 mil pesos, con todo la

perdida energética que este proceso significa y la alta demanda de madera para que signifique un

ingreso de subsistencia. El consumo urbano de carbón de la IX Región supera el consumo rural, no

así el consumo de carbón, pero ambos son suministrados por las zonas rurales. Ver tabla 8.

25

Tabla 8: Consumo de leña y carbón IX Región

Desechos (ton) Sector Leña (ton)

Forestales Industriales Carbón (ton)

Urbano 250.528,3 5.290,7 10.307,9 10.430,6

Rural 520.680,7 25.854,7 2.636,1 6.447,1

Industrial 225.565,1 492,5 20.192,5 -

Público y Comercial 31.956,8 - 5.799,1 -

Total 1.028.730,7 31.637,9 38.935,6 16.877,7

NOTA: Desechos forestales: Residuos provenientes de la explotación del bosque: ramas,

tocones, conos, otros.

• Desechos industriales: Residuos provenientes de la transformación mecánica

(despuntes, lampazos, aserrío, corteza, virutas, otros).

• De acuerdo a CONAF IX Región (1992), el consumo anual de leña en la región

ascendía a 2.182.186 m3 de los cuales un 66,5% corresponde a nativa, de los cuales el

sector urbano consumía 1.316.698 m3 y el rural 865.488 m3.

Fuente: INFOR, 1999 en http://dis.ufro.cl/siamb/disminucion_de_flora_nativa.htm

3.2 Piñones

Desde la creación del Parque Nacional y la posterior puesta en marcha del Plan de Manejo (1974)

se registraba la recolección de piñones de araucarias entre marzo y abril en las áreas protegidas y no

protegidas. La administración de CONAF tiende a eliminar esta práctica, pero guarparques e

investigadores que han permanecido en el área durante esta temporada ven pasar de manera

pedestre o en camionetas a pobladores de áreas aledañas y desde Cañete con sacos con piñones, de

hecho se ha publicado (revista IUCN) la interacción entre zorrito chilote y perros de los recolectores

de piñones que entran al Parque durante el otoño (Alice McMahon durante su tesis, y Jiménez &

McMahon 2004).

26

4. Incendios

En Chile, el promedio de incendios forestales ocurridos en los últimos cinco años dejó un total de

38 mil hectáreas arrasadas por el fuego. De acuerdo a la información de Oficina Central de CONAF

las VIII y IX regiones acumulan el mayor número de incendios en el quinquenio de 1998-2002:

2.080 y 1.209 incendios respectivamente (para un total nacional de 5.895 eventos). Por otra parte

sólo la VIII Región representó el 26,3% del total de la superficie nacional afectada: 419.301

hectáreas de 73.528 hectáreas afectadas (Sociedad Protección Región de la Araucanía 2003)

En la temporada de verano 2005 la Octava Región-que es la que mayor cantidad de incendios

registra anualmente- registró más de 2 mil siniestros, con un incremento del 13% comparado con la

temporada anterior (artículo publicado el 16 de Diciembre 2005 el diario El Renacer de Angol).

Según las últimas estadísticas, al 11 de abril del 2005 en la Novena región ocurrieron 1.092

incendios forestales dañando una superficie total de 5.811,18 hectáreas, lo que incluye tanto

sectores productivos como también matorrales, pastizales, desechos u otros. De esta cifras, el 78%

(4.535,52 hectáreas) corresponden a siniestros que se produjeron en la Provincia de Malleco y el

22% restante (1.275,66 hectáreas) corresponde a la Provincia de Cautín. Respecto a las pérdidas y

cantidad de hectáreas quemadas por incendios forestales durante esta temporada significaron

pérdidas para la Novena Región por cerca de 10 mil millones de pesos (Sociedad Protección Región

de la Araucanía 2003).

En la cordillera de Nahuelbuta durante el verano del 2005 alrededor de 2.000 hectáreas de

plantaciones, matorral y bosque nativo fueron quemadas. El fiscal jefe del Ministerio Público de

Angol confirmó que de acuerdo a peritajes de Conaf y Carabineros el origen de este devastador

incendio se produjo en el sector de la Piedra Mesa, en la vertiente oriental de la cordillera y camino

al Parque Nacional Nahuelbuta. El problema es cómo prevenir estos siniestros en un sector tan

amplio y de acuerdo a los resúmenes estadísticos de la Sociedad de Protección de la Araucanía,

SPA, (periodo noviembre 2002-abril 2003) en el 42,6% de los eventos la causa del incendio forestal

fue el “uso de fuego por transeúntes” y en un 34,3% por “quema ilegal de desechos agrícolas”.

27

5. Introducción de especies exóticas

Para los objetivos de conservación la sola presencia de ejemplares de especies con problemas de

conservación dentro de una área natural (parques, reservas, forestales, etc.) no asegura su

sobrevivencia poblacional a largo plazo. Existen varios procesos al azar dentro de cada población

asociados a un numero bajo de ejemplares reproductivos (Mella et al. 2002) y diversos riesgos de

origen antrópicos en esta región que pueden continuar con la merma de las especies. Entre algunos

podemos mencionar; la presencia de animales domésticos, como ganado y perros, y silvestres

introducidos en el bosque nativo que se traduce en la posible transmisión de enfermedades hacia los

animales silvestres (Povilitis 1998), los perros ejercen una presión de depredación sobre pudúes y

zorros chilote (McMahon observación personal) y todas las especies exóticas modifican el hábitat o

depredan sobre la fauna nativa directamente, por ejemplo roedores. Recientemente Lobos et al.

(2005) han reportado la presencia de Rattus norvegicus en el área del Parque Nacional Nahuelbuta,

cuya presencia había sido registrada por guardaparques y trampeos anteriores ya en 1994 (E.

Elgueta observación personal). Esta especie invasora presenta características de alta agresividad,

siendo altamente exitosa frente a otros múridos (Mus musculus y Rattus rattus) al menos hasta la

latitud de la IX región de Chile. En islas oceánicas la extinción de reptiles, aves y roedores

endémicos ha sido atribuida al impacto de las ratas introducidas (Amori & Clout 2002) y el daño

más ampliamente reportado de Ratus sp. ocurre sobre adultos, huevos y crías de aves nidificando en

galerías, grietas o directamente en el suelo, llevando a la extinción local de algunas aves insulares

(Hobson et al. 1999, Fitzgerald & Gibb 2001, Penloup et al. 1987).

28

5.1 Ganadería

Hacia 1932 cuando se propone la creación de un Parque Nacional en las cumbres de la cordillera de

Nahuelbuta (por el Dr. D. Bullock) se tenía evidencias del uso de los bosques para el pastoreo

intensivo durante las “veranadas” entre otra de las explotaciones del bosques, pero a pesar de la

implementación de esta área protegida se continuó con el sistema de arriendo de veranadas a

particulares dentro de la Reserva en el sector de Vegas Blancas práctica que aun es difícil de

controlar en especial si son los propios vecinos del Parque los que suministran la leña para las

familias de guardaparques.

La creación e implementación de un plan de manejo en el Parque Nacional Nahuelbuta en el año

1974 refleja en parte la calidad del ecosistema en toda la cordillera a esa época y se hace notar que

aun persisten las practicas de aprovechamiento maderero y/o ganadero dentro del Parque, señalando

que “existe entrada ilegal de vacunos, pero no se efectúa ningún tipo de alteración sobre ecosistema

excepto la recolección de piñones entre marzo y abril aun cuando esta practica tiende a ser

eliminada”.

5.2 Plantas exóticas invasoras

La matriz que rodea los remanentes de bosque nativo de la Cordillera de Nahuelbuta contiene un

número y densidad elevada de especies introducidas. La mayoría de estas especies son de hábito

herbáceo y arbustivo, y de origen europeo naturalizadas en el sur de Chile. Muchas de estas

especies deben su éxito al clima favorable, a la alta capacidad de reproducción, la ausencia de

enemigos naturales, malas prácticas de cultivos y a su fácil adaptación a las condiciones creadas por

el ser humano (Matthei 1995). Las praderas que son mantenidas como tal para el pastoreo, también

contribuyen con propágulos de especies invasoras a los remanentes de bosque nativo o matorrales.

Entre las especies más frecuentes y con mayor abundancia se encuentran Teline monspesulana,

Cytisus striatus y C. scoparius, Acacia dealbata. Las tablas fitosociológicas de trabajos botánicos y

ambientales realizados en la cordillera de Nahuelbuta (Parra 2004, Navarrete 2004, Antivil 2004)

muestran a Rubus ulmifolius (zarzamora) como la especie con mayor valor de importancia.

También, es posible que las especies cultivadas como Pinus radiata puedan adquirir características

de invasoras en ciertos rangos edáficos y climáticos (Bustamante & Simonetti 2004).

29

El problema con las especies de plantas introducidas parece estar limitado a zonas perturbadas por

la acción del hombre (orillas de caminos, áreas de cosecha, etc. ver Pauchard y Alaback 2004). Sin

embargo, el creciente uso intensivo del suelo para plantaciones forestales favorece la expansión de

muchas de estas especies, que incluso se convierten en malezas perjudiciales para el cultivo forestal.

En bordes de bosques nativos adyacentes a plantaciones es altamente probable que se produzcan

invasiones después de las cosechas, cuando se hacen disponibles los recursos para estas especies

que tienen, en general, ventajas competitivas.

5.2 Fauna exótica

A nivel de fauna la introducción de salmonídeos han alterado la fauna ictica dulceacuicola nativa de

frágil ecología (Campos 1973). Las especies introducidas como Oncorhncus mykiss y Salmo trutta

consumen potencialmente a las especies nativas de la región como Trichomycterus areolatus,

Diplomystes nahuelbutaensis y Percilia irwini particularmente importantes por su abundancia en

los ríos de Chile central (Campos 1973). En esta dirección, la Municipalidad de Angol anunció para

el año 2006 la puesta en marcha de un ambicioso y novedoso programa de construcción de

pisciculturas en la cordillera de Nahuelbuta, orientadas específicamente a la diversificación

productiva de los pequeños campesinos cuyos ingresos mensuales no superan los 60.000 pesos. Lo

cual debiera ser factible en la medida que las aguas mantengan las condiciones para dicho cultivo.

Pero se debe controlar si esta línea desarrollará solo el alevín y posterior venta o engorda hasta

trucha comestible pues la fuga de juveniles y adultos, de voracidad reconocida, representa un serio

daño para peces, anfibios y moluscos nativos de ríos abajo.

Además, es necesario monitorear la introducción de otros vertebrados. Por ejemplo, existe un

potencial impacto negativo de los caninos frecuentemente liberados en zonas urbanas que pueden

tener un efecto en las poblaciones de mamíferos como el Pudú. Del mismo modo, la introducción de

especies para cotos de caza podría afectar la biota. Ejemplos de ello son los cérvidos y los jabalíes

(Sus scrofa) introducidos en la zona sur de Chile.

6. Efecto del Cambio Climático Global

El cambio climático global podría tener consecuencias devastadoras para ambientes altamente

fragmentados. La distribución de la vegetación a lo largo y ancho de Chile es como ha sido

determinada por las condiciones climáticas que les permiten o no crecer, así cada región geográfica

30

tiene una biota que la representa. Por otro lado, la mayoría de las áreas protegidas son delimitadas

tratando de abarcar los recursos naturales a preservar, los límites políticos siguen la forma de la

distribución de la biota en particular. El problema surgiría en uno de los efectos reconocidos del

calentamiento global que es la modificación de la intensidad y duración de lluvias y periodos de

sequía, (en particular con el aumento de la desertificación). Si isolineas de temperatura, humedad o

precipitación se desplazan, la flora dentro del área protegida o fragmento aislado no sería capaz de

emigrar hacia condiciones favorables ya que estaría rodeada de una matriz hostil. Es por ello, que la

conectividad de fragmentos podría compensar, al menos en parte, los efectos de un posible cambio

climático, permitiendo el movimiento de las especies (migración) hacia ambientes adecuados.

Otro efecto indirecto del cambio climático es el aumento del régimen de fuego. El secano costero de

la VIII Región a sufrido de hasta dos años seguidos de sequías en la ultima temporada, y

temperaturas de 390C se han registrado en la IX Región en los veranos de 2004 y 2005. Además, de

confirmarse los aumentos de temperaturas, en temporadas de quemas aumentan las probabilidades

de incendios descontrolados que ya ha la fecha han arrasado con una importante extensión de

bosques de Araucarias en la cordillera de los Andes de la región.

7. Escasez de recursos para la conservación y pobreza de las comunidades locales.

7.1. Escasez de Áreas Protegidas y de Recursos para Su Manejo

La VIII región donde la mayoría de las plantaciones se concentra contiene solamente 17.624

hectáreas de bosque nativo (“frontier forest”) de las cuales el 80% no está bajo ninguna protección.

Sin embargo, una parte importante de estos bosques se encuentran en manos de empresas forestales,

lo que abre nuevas oportunidades para su conservación. En la Cordillera de Nahulbuta, existen sólo

tres unidades del SNASPE con un total de aproximadamente 7 mil ha. Esta superficie representa

sólo un 0,7% de la superficie total estimada de la Cordillera de Nahuelbuta (930 mil ha).

No sólo existen pocas áreas protegidas, sino también los recursos para su manejo son escasos.

Cifras de CONAF indican que se gastan en promedio sólo $0,3 dólares por ha en Chile. Esta falta

de recursos redunda en una inadecuada cantidad de guardaparques. Muchos de los cuales, no

cuentan con la capacitación adecuada para enfrentar la protección del patrimonio biológico. Ante

las restricciones que presenta el sistema estatal de protección de áreas silvestres, el aporte privado

podría constituir una buena alternativa ya que permitiría captar financiamiento para aumentar la

31

cobertura del sistema de áreas protegidas en aquellas zonas actualmente deficitarias, fuera del

SNASPE posibilitando nuevas vías de desarrollo y modalidades de financiamiento del sistema

(Iriarte et al. 1992; Weber 1992 Pauchard y Villarroel 2002).

7.2. Presión de la Población Rural sobre los Recursos Nativos

Las comunas con alguna representación en la Cordillera de Nahuelbuta superan los índices

nacionales de pobreza (23,7% de pobres e indigentes) con valores que van desde un 47% para la

comuna de Purén a un 26% en Contulmo (eg. Lumaco un 39%, Curanilahue 36%, Cañete 40% y

Tirua 46%). Muchas de estas familias de campesinos no superan el ingreso promedio familiar de 60

mil pesos mensuales (Fuentes sistema CAS Provincia de Malleco) y tienen que subsistir en base a

los recursos naturales disponibles. Así por ejemplo en Temuco el kilo de piñones fluctúa entre 600

y 800 pesos (aun cuando los precios de compra son relativos en función de la calidad del producto y

el volumen que lograron recolectar). Esto parece transformarse en un círculo vicioso pues las

comunas más pobres alcanzan niveles de desertificación graves (www.sinia.cl) Esto es peor aún

para las reducciones mapuche (Ej. Lumaco. Parra 2004), pues dadas las condiciones materiales de

la subsistencia mapuche allí (propiedades extremadamente pequeñas de topografía difícil), la

explotación intensiva de los suelos ha terminado profundizando la degradación de los mismos.

32

V. REDES DE CONSERVACIÓN: MÁS ALLÁ DE LAS ÁREAS PROTEGIDAS

1. Redes de Conservación

El actual sistema de áreas protegidas de Chile (Sistema Nacional de Áreas Silvestres Protegidas del

Estado, SNASPE), instaurado en nuestro territorio desde el año 1984, ha sido la principal

herramienta para poder proteger la biodiversidad de nuestro país (Pauchard & Villarroel 2002). En

este sentido, si bien han cumplido parcialmente su rol, el énfasis se ha dado en la protección de

especies emblemáticas, paisajes singulares, o simplemente disponibilidad de territorios para la

conservación (Pauchard & Villarroel 2002). La consideración de la biodiversidad y las últimas

tendencias enfocadas a la conservación de los procesos ecológicos y del funcionamiento del paisaje

(ej: Noss, 1993, Franklin, 1993; Nott & Pimm, 1997) han sido poco atendidas. De este modo, las

áreas protegidas del estado se presentan como un conjunto de islas no interconectadas, y afectadas

por los procesos antrópicos que ocurren fuera de sus límites. Este aislamiento e influencia negativa

de la matriz no permitiría el normal funcionamiento de los procesos ecológicos, especialmente a la

escala de paisaje, dejándose de lado un objetivo principal que es no solamente conservar la riqueza

de especies, sino también mantener su dinámica natural de forma sostenible incluyendo la

conservación de sus hábitats y de los procesos ecológicos que requieren para su supervivencia

(Knuffer, 1995).

Los sistemas de conservación que incluyen redes de conservación con componentes públicos y

privados son una alternativa viable para complementar el actual SNASPE (Pauchard & Villarroel

2002; Lara et al. 2003). Las redes de conservación no sólo persiguen la conservación de elementos

singulares, sino del conjunto de procesos ecológicos que operan en el paisaje, de los bienes y

servicios ambientales (Múgica et al.2002). De esta manera, las áreas protegidas privadas surgen

como una positiva ayuda para el establecimiento de redes de conservación conectadas. Por ejemplo,

si integramos áreas sometidas a un manejo agropecuario o forestal tradicional a un plan regional de

conservación podremos aumentar notablemente el área y el número de especies protegidas. Estas

áreas bajo uso podrían ser sujetas a una protección y apoyo económico y legal comparable a las

áreas protegidas (Allen et al.2006).

33

2. ¿Cómo se define una red de conservación?

Una red de conservación se define como uniones de sitios cuyo rol es el de complementar y

mantener la integridad ecológica y la conectividad de los procesos ecológicos existentes entre sitios

naturales, con el fin de poder proteger de la mejor manera posible a la biodiversidad existente,

desde los organismos microscópicos hasta los grandes mamíferos. En otras palabras, se define como

sitios protegidos interconectados a través de nodos. Donde estos nodos pueden estar formados por

sitios forestales, agrícolas o naturales, de valor biológico. (Figura 3).

Figura 3. Esquema de una red de conservación. Se muestran las áreas protegidas interconectadas a

través de corredores biológicos, rodeadas de una matriz forestal y otra agrícola.

34

3. Los beneficios de una red de conservación

Las redes de conservación ayudan a mantener los procesos naturales del ecosistema que

proporcionan a la sociedad bienes y servicios relacionados con la regulación de ciclos y procesos

que dan soporte a la vida. Algunos de estos procesos son el ciclo hidrológico, el flujo de energía y

la organización trófica del ecosistema, los ciclos biogeoquímicos y la transferencia de nutrientes, la

dinámica de poblaciones y la interacción entre especies la sucesión ecológica y la autoorganización

de los ecosistemas, las fluctuaciones y el régimen de perturbaciones naturales, los procesos de

dispersión de propágulos y la migración de especies. (Múgica et al. 2002).

Entre los bienes y servicios derivados del funcionamiento de los ecosistemas naturales se pueden

destacar la regulación de la composición de gases atmosféricos, del clima, del ciclo hidrológico, el

control de la erosión, la formación del suelo, la regulación de los ciclos de nutrientes, la

polinización, el control biológico de poblaciones, el mantenimiento de la diversidad biológica, el

almacenamiento y suministro de agua, la producción de alimento y materias primas, así como el

espacios para el desarrollo de hábitat humano, para el recreo y la cultura (Cairns, 1996 en Múgica et

al. 2002).

En consecuencia su función es mantener los flujos entre poblaciones de distintos espacios naturales

protegidos y representar la diversidad de especies y ecosistemas de la región como resultado de las

singularidades recogidas en cada espacio natural protegido (Múgica et al. 2002). Siendo entonces el

objetivo final el garantizar el funcionamiento de los procesos ecológicos básicos en el conjunto del

territorio (Noss, 2000).

Los flujos de materia, energía e información que tienen lugar en el paisaje pueden deberse a

factores físicos (viento, corrientes de agua), o a la propia movilidad de los animales (aparte de los

flujos debidos directamente a la acción humana). A veces los flujos se producen de manera difusa

(e.g. viento), bien en todas direcciones o bien siguiendo un gradiente ambiental.

La formación de redes de conservación también aumenta la conectividad entre las áreas protegidas

permitiendo el intercambio genético de especies, funcionan como corredores biológicos “continuos”

o “a saltos” entre áreas protegidas y fragmentos que no se encuentran en la red de protección,

manteniendo la interacción entre los sitios, funcionan como un área “buffer” o de amortiguación

sirviendo como zonas que protegen la zona principal y no necesariamente presentan un valor

35

biológico, además permite la incorporación de sitios prioritarios y el aumento de la superficie

protegida.

4. Diseño de una red de conservación

Una red de conservación debe contar con unidades que alberguen ecosistemas íntegros (ecosistemas

primarios, ecosistemas de alta madurez y diversidad, aún siendo secundarios) acompañadas por una

serie de áreas con continuidad física o funcional con un papel relevante para albergar ecosistemas

naturales o seminaturales. Se suelen denominar zonas de amortiguación o transición aunque su

papel preferente no sea siempre necesariamente este. Estas zonas habitualmente alcanzan altas cotas

de biodiversidad debido a su heterogeneidad paisajística y son frecuentemente gestionadas como

sistemas agrosilvopastorales extensivos.

Cuando las condiciones de naturalidad del territorio se alteran a causa de la urbanización o la

agricultura intensiva, tiene sentido asegurar la conexión entre poblaciones mediante la creación o

mantenimiento de corredores biológicos que aseguren la dispersión o migración de una especie y la

conectividad funcional y ecológica entre sitios (Sieving et al. 2000; Múgica et al. 2002). Para ello

es necesario definir los objetivos que se pretenden alcanzar y definir un sistema de indicadores

objetivamente verificables, que permitan establecer un procedimiento de evaluación sistemático y

aplicable al conjunto del territorio. La evaluación es el proceso por el cual se asignan valores a

diferentes porciones del territorio. La asignación de valores a los criterios es un requisito

imprescindible e implica un juicio: qué es mejor y qué es peor. Los valores vienen determinados por

la sociedad, por sus necesidades, expectativas, preferencias, etc. El conocimiento científico debe

aportar argumentos sobre los que justificar esos valores. (Múgica et al. 2002). Los criterios más

utilizados han sido la representatividad, rareza, endemicidad, etc. de los distintos tipos de

ecosistemas, ambientes, hábitats o especies. Estos serán abordados en el próximo punto.

En este sentido entonces, es el de establecer prioridades para lograr la conservación de la diversidad

biológica. Según Primack et al. 2001 pueden usarse los siguientes tres criterios para establecer las

prioridades de conservación:

a) Especies únicas: Una comunidad biológica compuesta fundamentalmente por especies endémicas

raras tiene mayor prioridad de conservación que una dominada por especies de amplia distribución.

Las especies taxonómicamente únicas, que constituyen los únicos representantes de su género o

36

familia, tienen mayor valor de conservación que aquellas especies que pertenecen a géneros o

familias que incluyen numerosas especies (e.g. el Queule Gomortega keule). La población única de

una especie que tiene características genéticas inusuales que las distinguen de otras poblaciones de

la misma especie tendrá mayor prioridad para la conservación que una población más típica.

b) Grado de amenaza: Las especies en peligro de extinción y las comunidades biológicas

amenazadas con la destrucción inminente también tienen prioridad.

c) Utilidad: Las especies con valor actual o potencial para los humanos tienen mayor valor de

conservación que las especies que no tienen un uso evidente para las personas

Otro problema a resolver es el determinar el tamaño de las reservas. Los investigadores que trabajan

con los modelos de biogeografía de islas (MacArthur & Wilson, 1967) han propuesto algunas

respuestas a estas interrogantes. La teoría de islas estudia la influencia del aislamiento (distancia a

otros fragmentos o hábitats) y el tamaño de los fragmentos en la riqueza y composición de especies,

considerando la colonización y extinción como procesos fundamentales. El tamaño y la forma de

los fragmentos condicionan en gran medida las posibilidades de mantener ciertas poblaciones. Así,

cuanto menor sea la superficie del fragmento, más vulnerable será a los agentes externos y más

acusado será el efecto borde. Mientras que en el interior de los fragmentos grandes se dan unas

propiedades y características internas del fragmento, en aquellos en los que la superficie es reducida

los efectos y tensiones de la matriz se reflejan en el interior del mismo, por lo que las especies de

interior se ven altamente perjudicadas en beneficio de aquellas que habitan las zonas fronterizas o

ecotonos (Primack et al. 2001). Sin embargo, las reservas naturales pequeñas y bien manejadas son

valiosas, particularmente para la protección de muchas especies de plantas, invertebrados y

pequeños vertebrados (Shafer, 1995).

En fragmentos de mayores superficies de hábitat se espera que las poblaciones sean más numerosas

y con mayores posibilidades para superar las posibles alteraciones o extinciones locales. Los

fragmentos alargados y delgados tienen proporcionalmente mayor longitud de borde (perímetro)

que aquellos que tienen formas cuadradas o redondeadas. En estas últimas formas es más probable

que el interior del fragmento mantenga sus condiciones internas y los efectos de la matriz queden

restringidos al borde del mismo.

La explicación gráfica de los conceptos básicos en la selección de reservas se muestra en la figura 4,

tomada de Primack et al. 2001 se explica como se pueden diseñar áreas protegidas como islas en un

“océano de hábitats transformados” por los seres humanos. Como se observa en la figura siempre es

37

Figura 4. Principio para el diseño de reservas basados en el modelo biogeográfico de islas. Modificado de Shafer (1997 en Primack et al. 2002).

38

mejor mantener la conexión entre reservas, ya sea a través de pequeños parches, presencia de

corredores, y una red interconectada de reservas, que aseguren la comunicación entre individuos. La

aplicación práctica de estos principios es todavía materia de discusión, pero en general se acepta

que los diseños de reservas ilustrados en el lado derecho de la figura son mejores que los del lado

izquierdo. Aunque no existe aún un consenso, el tamaño “ideal” de una reserva depende de los

grupos de organismos en consideración y otras circunstancias ecológicas e históricas (Soulé &

Simberloff, 1986)

5. Análisis de GAP

Una manera de evaluar la efectividad de los programas de conservación de ecosistemas es

contrastar las prioridades de biodiversidad con las áreas protegidas existentes y propuestas (Church

et al., 1996; Scout y Csuti 1996; Woinarski y Price, 1996). Este tipo de análisis se denomina

análisis de GAP o de vacíos, y permite identificar sitios que deberían estar protegidos pero que no

están adecuadamente representados en las redes de conservación. Los análisis GAP se

complementan con los sistemas de información geográfica (SIG), que proveen una herramienta

tecnológica reciente para el análisis de gap, permitiendo analizar de forma integral los movimientos

y distribución de las especies, los patrones geográficos de los tipos de vegetación, clima, suelos,

topografía, geología e hidrología (Figura 5). Esto permitiría inclusive seguir el comportamiento de

las poblaciones y en su momento modificar la extensión, forma o ubicación del área protegida.

En resumen un análisis gap es una superposición de imágenes en el tiempo, que puede

revelar patrones de fragmentación y destrucción del hábitat que requieren atención urgente, detectan

correlaciones entre elementos abióticos y bióticos del paisaje y ayudan a la planificación de sitios

protegidos que incluyan diversidad de los ecosistemas, sugiriendo sitios de búsqueda de especies

raras (Primack et al.2001)

39

Figura 5. La superposición de los mapas de distribución de tipos de vegetación, de tres especies de

animales amenazadas y de las áreas protegidas permite identificar aquellos sitios que requieren ser

protegidos. La especie A se encuentra bastante protegida en una reserva, la especie B está protegida

en un pequeño sector de la otra reserva y la especie C se encuentra completamente fuera de las áreas

protegidas (según Scott et al., 1991)

6. Modelos y algoritmos para la selección de reservas

En las últimas dos décadas, se ha popularizado la utilización de algoritmos en la selección de

reservas, estos son modelos matemáticos que se utilizan como una técnica de optimización que

selecciona redes de reserva basándose en datos empíricos (Prendergast et al. 1999; Cabeza &

Moilanen, 2001; Siitonen et al. 2002; Gaston & Rodrigues 2003). La finalidad de estos algoritmos

es identificar una red de reservas que incluya la cantidad requerida de todos los elementos de

biodiversidad valorados (e.g. especies) y minimizar el costo (número de sitios, área, costo real) de

40

la red de reservas (Cabeza & Moilanen, 2003). Sin embargo, pocos son los ejemplos de aplicaciones

reales de algoritmos en el diseño final de las redes de reservas, sirviendo más como una guía que

como un criterio ejecutor 8. (Pressey & Cowling, 2001).

La mayoría de los algoritmos utilizados en la selección de reservas usan una única fotografía

instantánea de datos, enfocados en una única representación, y asumen que no existe una dinámica

espacio-temporal (Cabeza & Moilanen, 2003). Por lo tanto, la dinámica de la población espacial ha

sido prácticamente ignorada por los investigadores en la selección de reservas (Cabeza & Moilanen,

2003; Cabeza et al., 2004). Por ende, los índices de patrones espaciales son inciertos porque la

calidad del hábitat es heterogéneo dentro de cada parche, y los gradientes varían dentro de

diferentes estados de la historia de vida de los organismos, con sucesión ecológica y seguida de

perturbación (Fox & Fox, 2000). Esto quiere decir que la selección de reservas va más allá del

momento exacto en el que se toman los datos, sino que es toda una dinámica de procesos

ecológicos. En la tabla 9, adaptada de Burgman et al. (2005), se resumen algunos de los modelos de

patrones de paisaje que constituyen formas abstractas de representar el paisaje biológico.

Los diferentes algoritmos nos permiten trabajar al nivel de conservación que uno se plantea, por

ejemplo, existen algunos que seleccionan sitios muy juntos para la persistencia de metapoblaciones,

otros trabajan con datos de presencia/ausencia, e incluso algunos incorporan atributos comerciales

como la disponibilidad de tierra. Una de las ventajas de los algoritmos es que están siendo

continuamente refinados, pero por lo mismo presentan grandes problemas computacionales para

desarrollar en muchas de las oportunidades sofisticados modelos matemáticos. Además a pesar de

que los algoritmos llevan años de desarrollo y se han mejorado sustancialmente sus aproximaciones,

el impacto en la práctica de la planificación de la conservación ha sido mínimo (Pendrergast et al.

1999). Sin embargo, en zonas con un bajo nivel de información tanto biológica como de los

componentes ambientales del sistema, se requiere flexibilizar el uso de estos algoritmos (Gaston &

Rodrigues 2002). En paisajes altamente fragmentados, se recomienda el uso de múltiples estrategias

de selección de reservas, dadas las limitaciones y poca flexibilidad para conservar las áreas

remanentes (Arzamendia & Giraudo 2004; Rothley et al., 2004).

41

Tabla 9. Modelos de patrones de paisaje

Tipo de modelo de patrón de paisaje Datos Consideraciones

ecológicas

Isla hábitat/ no hábitat (para todas las especies)

Discontinuidad de forma, matriz inhabitable, hábitat es estático e idéntico para todas las especies

Parche-Matriz-Corredor

Hábitat/no hábitat, vías de dispersión (para todas las especies)

Discontinuidad de forma, matriz inhabitable, hábitat es estático e idéntico para todas las especies

Diversidad de hábitat

Grados de disponibilidad de hábitat, vías de dispersión

Hábitat estático e idéntico para todas las especies

Concepto de gradiente

Datos medioambientales, conocimiento de la respuesta de las especies al medioambiente

Las especies responden al medioambiente como gradientes de patrones a diferentes intensidades (resoluciones)

Dominio medioambiental

Variables medioambientales ecológicamente relevantes

Hábitat es determinado por combinaciones definidas de medioambientales.

7. Conformación de una red de conservación

A continuación se mostrarán tres marcos generales tomados de la literatura y que indican los

criterios que se utilizan para la creación de redes de conservación. El primero está tomado de

Pressey & Cowling (2001) el cual muestra los pasos generales desde la identificación de las metas

de conservación hasta la mantención de las áreas propuestas, representando una pauta general a

seguir. El segundo caso corresponde al propuesto por Bennet (1991) donde se muestran los

principios a utilizar para el desarrollo de la red de conservación Europea, presentando los aspectos

42

más importantes a considerar en la creación de un área protegida y describiendo brevemente su

función. También se considera la importancia de la sociedad en la creación y mantenimiento de los

sitios. Finalmente se presenta la propuesta de Noss (2003) cuyo marco conceptual se aplica en un

proyecto en los Estados Unidos. Es una lista de criterios mucho más exhaustiva que las anteriores,

que pretende hacer de la creación de reservas un trabajo sistemático y replicable.

Los criterios de planificación de conservación según Pressey & Cowling 2001, muestran las bases

conceptuales y prácticas para una efectiva planificación de la conservación (Cuadro 1).

Cuadro 1. Cuatro mayores escenarios de planificación de conservación con algunos ejemplos de tareas y decisiones en cada estado.a Modificado de Pressey & Cowling 2001.

(1) Identificar las metas de conservación para el planeamiento de la región

Grupo cuantitativo de objetivos de conservación para las especies, tipos de vegetación, o otras características (e.g., al menos tres ocurrencias de cada especies, 1500 ha de cada tipo de vegetación, o objetivos específicos adaptados para las necesidades de conservación de las características de los individuos). A pesar de esto, hay una inevitable subjetividad en su formulación, el valor de dichas metas es que sean explícitas. Un grupo de objetivos cuantitativos para un tamaño mínimo, conectividad, u otros criterios de diseño. Identificar los objetivos cualitativos o preferencias (e.g., como hacerlo posible, nuevas áreas de conservación deberían tener una mínima perturbación previa de pastoreo o extracción de madera).

(2) Revisión de las áreas de conservación existentes (análisis gap) Medir la eficacia con la cual se han alcanzado los objetivos en las áreas de conservación existentes.

(3) Seleccionar áreas de conservación adicional (algoritmos) Observas las áreas de conservación establecidas como “apremios” o puntos focales para el diseño de un sistema expandido de áreas de conservación. Utilizar algoritmos para identificar conjuntos preliminares de nuevas áreas de conservación a considerar por los empresarios para adicionarlas a las áreas ya establecidas. Alternativamente, usar un sistema de soporte-decisión para permitir a las empresas y otros auspiciadores el diseño de un sistema expandido que lleve a cabo las metas de conservación regional sometidas a apremios.

(4) Implementar acciones de conservación

Decidir de la manera más apropiada o factible el manejo para ser aplicada a áreas individuales (algunas aproximaciones del manejo deben ser postergadas de la opción preferida). Si una o más áreas seleccionadas muestran una degradación inesperada o dificultad para la protección, retornar al escenario 3 y observar las alternativas. Decidir en lo relativo la sincronización del manejo de la conservación cuando los recursos son insuficientes para implementar todo el sistema en un corto plazo (usualmente).

(5) Mantención de los valores requeridos de las áreas de conservaciónc

a Adaptado de Pressey & Logan (1997); para la discusión ver Margules & Pressey (2000).

43

La utilización del concepto de red ecológica en el contexto europeo se ha extendido a partir de la

celebración de la conferencia internacional de Maastricht en 1993, donde se aprobó la iniciativa

EECONET (European Ecological Network) con objeto de desarrollar una estrategia paneuropea de

conservación de la naturaleza. La iniciativa EECONET propone cinco principios básicos (ver

cuadro 2) según los cuales la red de conservación estaría constituida por zonas o áreas núcleo,

habitualmente lugares poco alterados, que mantienen unas condiciones de naturalidad altas y que

además son claves para el funcionamiento de los procesos ecológicos básicos (zonas de recarga de

acuíferos, cabeceras de cuencas, etc.), además de por lugares que deban ser sometidos a un proceso

de restauración o recuperación y que tengan un valor potencial para la red, y por otros lugares

donde los usos tradicionales extensivos sean compatibles con la conservación de importantes

valores naturales.

Cuadro 2. Principios propuestos en el marco de EECONET para el diseño de una red de

conservación (Bennett, 1991).

1. La red debe recoger los lugares de mayor importancia para la conservación de la diversidad

biológica y paisajística.

El concepto actual de diversidad biológica supone abordar las escalas de especie, comunidad, ecosistema

y paisaje para tener una buena representación de la variabilidad y abundancia de la vida sobre la tierra.

La conservación de los lugares con mayor importancia por la riqueza de especies y hábitats es el objetivo

de la Directiva de Hábitats. La “Estrategia Pan-europea para la diversidad biológica y paisajística”

amplía su perspectiva hasta la escala de paisaje.

2. La red debe garantizar el mantenimiento de los procesos ecológicos y la conectividad del territorio.

Se debe evitar la creación de núcleos aislados procurando el mantenimiento de los procesos ecológicos y

la conectividad del territorio. Además de las “zonas núcleo”, los elementos constituyentes de la red

serían los corredores, las áreas de amortiguación y las áreas a restaurar. Según este principio, los

principales elementos son:

• Corredores que garanticen la conectividad. Tras identificar las principales barreras o niveles de

fragmentación, es preciso definir los corredores, en principio estructuras lineales y continuas como

ecosistemas ribereños, sistemas tradicionales de delimitación de campos de cultivo, etc., o puntos de

paso, como charcas, pequeños bosques, etc., que mejoren el funcionamiento de los sistemas naturales.

• Áreas de amortiguación. El objetivo es garantizar la conservación de la red de influencias externas

adversas, como los procesos de contaminación o los cambios hidrológicos.

44

Cuadro 2. Continuación.

• Áreas a restaurar. Aquellos elementos del ecosistema, hábitats o paisajes de importancia para la

funcionalidad de la red que por su grado de alteración necesiten ser rehabilitados.

3. La red de conservación debe estar integrada en la planificación del territorio.

No en todos los casos la solución ideal consistirá en la aplicación de una figura convencional de

protección de la naturaleza. Acciones decididas a favor de la conservación en la ordenación de distintos

sectores económicos pueden tener un papel decisivo, por lo que cobra especial relevancia la

coordinación entre los planes de acción para la conservación con los sectores socioeconómicos. En

especial los que más interaccionan con la diversidad biológica y paisajística: agrícola, forestal, turístico,

energético, industrial y transporte.

4. La red de conservación debe fomentar el desarrollo sostenible.

Hacer compatible la conservación de la naturaleza con el uso del territorio y el desarrollo

socioeconómico es uno de los principales retos planteados en todos los países. La teoría económica ha

contribuido a la valoración de los espacios naturales al desarrollo sostenible con conceptos como el valor

de no uso o los beneficios económicos indirectos:

• Sostenimiento de procesos ecológicos de interés económico (ciclo del agua, prevención de la erosión,

etc.)

• Conservación de ecosistemas, especies y paisajes que reciben una alta valoración social (existencia de

especies emblemáticas o parajes singulares)

• Fijación de la población a través del desarrollo de actividades ligadas a los productos de calidad y al

turismo cultural

5. La eficacia de la red de conservación requiere el respaldo de un marco jurídico adecuado.

No todos los elementos constituyentes de la red de conservación tendrán el mismo nivel de protección.

En principio, las zonas que se identifiquen como zonas núcleo estarían dotadas de una figura legal como

espacios protegidos. El grado de protección deberá garantizar las medidas necesarias para preservar las

especies y los ecosistemas objeto de conservación. En el caso de los corredores y zonas de

amortiguación o a restaurar, al existir una gran variabilidad de situaciones, será necesario un gran

esfuerzo de integración de la normativa existente y otra de nueva creación en torno a los objetivos

fijados por la red de conservación.

Por otra parte, el proyecto Wildlands en Norteamérica, está desarrollando diseños de redes de tierras

silvestres, con base en metas de restauración de cualidades silvestres y redes alimenticias intactas y

conservación de la biodiversidad. El proyecto emplea muchas de las herramientas modernas de

45

planificación de conservación tales como modelos espacialmente explícitos de hábitat y poblaciones

y algoritmo de selección de sitios. En el trabajo publicado por Noss (2003), se presenta una lista de

control con una serie de criterios que hace de la creación de redes un trabajo más sistemático y

replicable, el cuál puede ser utilizado por el personal, contratistas y colaboradores del proyecto. La

aplicación de la lista es flexible y alienta la creatividad e innovación. A continuación se presenta la

lista de control:

Cuadro 3. Criterios para la elaboración sistemática de una red de conservación (Modificado de

Noss 2003)

1) Los científicos y otros expertos están íntimamente envueltos en el proceso de planificación, desde la

formulación de metas iniciales e hipótesis hasta la terminación del diseño y, en algunos casos, su

implementación.

• Uno o más científicos que poseen avanzados grados en biología de la conservación, ecología, o áreas

afines – o poseen niveles equivalentes de experiencia profesional – son los principales responsables

para el desarrollo de la metodología e identificación de los correspondientes blancos (elementos),

metas e hipótesis.

• Personal experimentado con experiecia en sistemas de información geográfica, algoritmos de selección

de sitios, adaptabilidad de hábitat, análisis de viabilidad poblacional, y otros modelos de aproximación

y software que conducen el análisis y producen mapas.

• Un científico calificado de una disciplina apropiada asume la responsabilidad primordial de analizar

los datos, construir diseños de redes alternativos y finales, y escribir reportes y artículos asociados.

• Alguien con un Ph.D en conservación biológica, o alguien con equivalencia en experiencia profesional,

supervisa el proceso de planificación y tiene poder de veto sobre el plan.

2) La metodología es rigurosa y sistemática, dentro de los apremios impuestos por la planificación de

conservación a amplia escala, y busca consagrar las metas establecidas y preguntas.

• Metas, objetivos, hipótesis, y preguntas de investigación son explicitas y públicas. Las metas son

defendibles y corresponden a la misión de la organización.

• Las metas reflejan el énfasis de asegurar una conservación comprensiblemente razonable de la

biodiversidad.

• Las metas se establecen en términos cuantitativos, como porcentajes, área, y tamaño predictivo de la

población.

• Unidades de planificación – preferiblemente una red hexagonal o, alternativamente cuerpos de agua u

otras unidades naturales – son de tamaño apropiado para capturar segmentos relativamente

homogéneos de un paisaje heterogéneo y son de tamaño idéntico o caen dentro de rasgos de tamaño

similares (para no suplir el efecto área).

46

Cuadro 3. Continuación.

3) La metodología incluye elementos especiales, representación, y análisis focal de especies. En suma, se

consignan las amenazas existentes o potenciales para la biodiversidad.

• Elementos especiales incluyen especies en peligro, raras, únicas, y de cualquier manera elementos de

alto valor. Ejemplos incluyen especies o comunidades de especies y plantas en peligro, vulnerables y

raras, sitios críticos de vida salvaje, áreas de migración, bosques milenarios y otros ecosistemas en

peligro, humedales y cuerpos de agua importantes para la biodiversidad acuática, sitios clave para la

operación de procesos ecológicos (e.g. zonas de inicio de perturbación y zonas de exportación, aguadas

y corredores de viento), áreas sin caminos, y también sitios considerados sagrados por los pueblos

indígenas.

• La representación de los blancos (objetos a conservar) incluyen tanto claves bióticas (e.g. vegetación)

como abióticas (e.g. geoclimáticas). Si es posible, tipos de vegetación son estratificados por las clases

abióticas sobre las cuales ellos están distribuidos para así poder capturar muestras de gradientes

ambientales completos.

• Especies focales incluyen especies pivotantes ecológicas (e.g. especies clave), especies área limitadas,

especies de dispersión limitada, especies limitadas de recursos, especies limitadas de procesos.

• El modelamiento de especies focales incluye funciones de selección de recursos espacialmente

explicitas que aplican regresión logística múltiple u otras técnicas apropiadas estadísticas para unir la

información distribucional de cada especie a las variables predictoras de escala regional.

• La modelación de especies focales incluye dinámica, modelos espacialmente explícitos y modelos

basados en individuos, los cuales proveen predicciones de la persistencia de la población sobre el

tiempo, identificar fuentes potenciales y áreas sumidero.

• Se identifican las amenazas a la biodiversidad y se mapean. Amenazas potenciales incluyen

información socioeconómica y proyecciones en el futuro; información sobre especies exóticas,

contaminación, alteración de los regimenes naturales de perturbación, y otros estresantes específicos; e

índices de patrones de paisajes.

4) La metodología esta muy bien documentada y es replicable,

• Se provee una completa lista de blancos considerados en escenarios meta y aplicados en selección de

sitios.

• Se debe emplear un algoritmo apropiado de selección de sitio o un algoritmo comparable para

identificar un conjunto de sitios que cumpla con las metas establecidas. El algoritmo debiera ser capaz

de proveer diversas soluciones alternativas, en vez de dar una única mejor solución.

• Las limitaciones de la metodología se deben reconocer, con investigación adicional deben ser

identificadas.

47

Cuadro 3. Continuación. • Las decisiones subjetivas involucrando escenarios meta, interpretación de resultados, y aplicación de

los principios de diseño de reserva para construir redes deben ser muy bien documentadas y

explicadas.

• La metodología, aunque técnica, es descrita lo suficientemente clara para ser entendida por cualquier

persona inteligente sin ser conservacionista.

• Toda la información retenida puede estar disponible para replicar el estudio o conducir posteriores

análisis (excepto en casos de datos de gran sensibilidad, tales como la precisa localización de especies

vulnerables a la recolección y persecución).

5) La interpretación y aplicación de resultados son congruentes con los principios de biología de

conservación, demostrando un dominio de literatura y teoría relevante, y utilizando el principio

precautorio.

• El análisis explícitamente reconoce hasta donde se han alcanzado las metas en las reservas existentes

(incluyendo análisis de gaps) y compara tal situación con la de las metas logradas.

• Los sitios en la red final son analizados, ranqueados, y trazados en términos de su irreemplazabilidad

para alcanzar las metas de conservación y su vulnerabilidad a la destrucción o degradación en un

futuro cercano. La satisfacción interna y el contexto de paisaje de los sitios son considerados en el

ranking.

6) El proyecto es minuciosamente revisado por pares. En suma, el diseño de redes de tierras silvestres está

disponible al público para su revisión. Los comentarios de la revisión son cuidadosamente considerados y

dirigidos.

• El plan es minuciosamente revisado por pares, por científicos y otros expertos que son independientes

(no conectados financieramente o emocionalmente al proyecto) y competente en las áreas afines. Al

menos tres revisiones por pares substantivas son recibidas, además para cualquier revisión de

miembros interesados del público.

• El documento o artículo de la entidad es revisado de acuerdo a las sugerencias de los revisores.

Comentarios de revisiones por pares son cuidadosamente consideradas y respondidas en detalle y por

escrito. Cuando la sugerencia de un revisor no es considerada, una razón defendible es entregada por

no considerarla.

• Los datos, modelos y análisis se ponen a disposición para cualquier persona que los solicite (se

cobrará, si se consume el tiempo substancial del personal u otros recursos)

48

Cuadro 3. Continuación.

7) Al menos alguno de los resultados son publicables en prestigiosas revistas de revisiones por pares, así

como otros medios de difusión.

• Artículos de la metodología, resultados, implementación u otros aspectos del proyecto son escritos y

enviados a revistas arbitrarias. Publicaciones en revistas prestigiosas ayuda a asegurar la defensa

científica del plan y permite que la información sea compartida con la amplia comunidad científica y

conservacionista.

• Los artículos en revistas y diarios que apuntan a una audiencia más general en conservación son

enviados y publicados.

8) El proceso entero, desde el desarrollo de metodologías de investigación a través de la implementación, es

iterativo y adaptativo. Este no es el “plan final”; sino más bien, la red de diseño de tierras silvestres es

continuamente refinada y mejorada con el intercambio de investigación, monitoreo, revisiones por pares,

y práctica.

• La planificación de la conservación es iterativo y adaptativo. Por lo tanto, el proyecto de diseño de

redes es presentado como un documento de trabajo para guiar acciones de conservación, no es la

última palabra en cuanto a conservación de la biodiversidad en la región se refiere.

• Investigación adicional y monitoreo son implementados en búsqueda de la mejora iterativa del diseño

de redes.

Las redes de conservación son una alternativa viable y valedera para la conservación de la

biodiversidad, ya que permiten la unión de diversos sitios conformando así una red de áreas

protegidas que presentan una heterogeneidad en el paisaje. Otorgando protección a un mayor

número de especies, poblaciones y ecosistemas. Además la creación de estas redes asegura la

conectividad de poblaciones aisladas lo que resguardaría el patrimonio genético de muchas especies

en peligro de extinción y la preservación genética del resto de las especies.

Finalmente, la creación de estas redes permite la unión entre empresas o particulares con la red de

áreas nacionales protegidas. Ya que el diseño de redes permite que las uniones entre reservas estén

insertas en matrices de perturbación, conectadas a través de corredores biológicos.

49

VI. OBJETIVOS Y CRITERIOS DE LA RED DE CONSERVACIÓN DE FORESTAL MININCO EN LA CORDILLERA DE NAHUELBUTA

El comité científico consultor ha desarrollado una propuesta, basado en la experiencia nacional e

internacional de conservación de la biodiversidad, de objetivos y criterios para el establecimiento de

la red de conservación de Forestal Mininco en la Cordillera de Nahuelbuta. La propuesta se basa en

dos elementos fundamentales 1) la multidimensionalidad de la biodiversidad, según lo expresa Noss

(1992) y 2) el rol complementario que debe poseer una red de conservación privada frente a otras

iniciativas públicas o privadas.

El objetivo global de la red de conservación de Forestal Mininco debiera ser complementar las

iniciativas de conservación de la biodiversidad en la Cordillera de Nahuelbuta considerando sus

componentes de composición, estructura y función en los múltiples niveles de organización (genes,

especies, comunidad y ecosistema)

Para ello es posible definir los siguientes objetivos específicos:

• Establecer una red de áreas de conservación de propiedad de Forestal Mininco: para

complementar otros sistemas de conservación públicos o privados en la Cordillera de

Nahuelbuta.

• Priorizar los esfuerzos de conservación a las áreas con mayor potencial para contribuir a los

elementos claves de la conservación, con una perspectiva multinivel desde el nivel genético

al nivel de paisaje.

• Establecer un sistema de gestión de áreas protegidas integrado que permita tomar

decisiones de manejo a nivel local y regional con la mejor información científica

disponible.

Los criterios definidos por el Comité Científico para el diseño de una red de conservación en la

Cordillera de Nahuelbuta se resumen en la Tabla 10 y se basan en los componentes básicos de la

conservación de la biodiversidad a múltiples niveles de organización (en los puntos posteriores se

detalla su contenido y aplicación). Los criterios e indicadores aquí expuestos se han desarrollado

por el comité científico consultor para servir de guía para la próxima etapa de planificación y

priorización de una red de conservación. Es por ello, que se hará necesario evaluar la factibilidad de

aplicación de estos criterios e indicadores en base a la realidad de la Cordillera de Nahuelbuta y

teniendo en cuenta las limitaciones de la información existente para el área.

50

Tabla 10. Criterios de priorización para las áreas a proteger en la red de conservación privada de Nahuelbuta. En la primera fila se mencionan los “atributos” de la biodiversidad, organización espacial y procesos ecológicos que pueden influir en los cuatros niveles de biodiversidad que idealmente se desea resguardar en un área o sistema de áreas protegidas.

BIODIVERSIDAD

ORGANIZACION ESPACIAL

PROCESOS ECOLOGICOS

Paisaje-Ecosistema

1. Singularidad, representatividad, , heterogeneidad, complementaridad

2. Conectividad, tamaño, forma, efecto borde, tipo de matriz, cercanía a áreas protegidas ya establecidas

3. Servicios ecosistémicos, fijación de carbono, corredores, ciclos biogeoquímicos

Comunidad

4. Pristinidad, beta diversidad, singularidad, representatividad, heterogeneidad

5. Gradientes altitudinales, efecto borde, tamaño, forma, conectividad, tipo de matriz.

6. Interacciones interespecíficas relevantes, Interacciones entre el medio ambiente y las especies.

Especies

7. Endemismo, riqueza, singularidad, presencia de spp focales, representatividad

8. Fuente-sumidero, existencia de metapoblaciones, tamaño, forma, conectividad, tipo de matriz.

9. Viabilidad poblacional, procesos demográficos.

Genético

10. Presencia de spp con limites distribucionales, singularidad genética, alta diversidad genética.

11. Grado de aislamiento de poblaciones

12. Procesos genéticos que estén amenazando una población (endogamia, entrecruzamiento).

51

1. Biodiversidad a nivel de Paisaje-Ecosistema

El criterio de biodiversidad a nivel de paisaje o ecosistema se relaciona con escalas espaciales

amplias en las cuales se debe priorizar el resguardo de muestras representativas de todos los

ecosistemas presentes en una región. El criterio debe priorizar tanto aquellos ecosistemas en buen

estado de conservación como aquellos bajo un alto nivel de amenaza. Además, debe considerar los

gradientes de paisaje/ecosistema asociados a variaciones ambientales de gran escala como latitud o

geomorfología.

Indicadores

a. Singularidad: Es importante mantener muestras de aquellos ecosistemas que aunque

represente un porcentaje bajo de la superficie remanente de ecosistemas naturales,

contengan elementos únicos.

b. Representatividad: Se deben conservar aquellos ecosistemas o paisajes

representativos de una combinación de factores abióticos y bióticos. Para ello es necesario

utilizar algún tipo de clasificación o análisis multivariado. Un ejemplo de estas

clasificaciones son las clasificaciones de vegetación a escala ecoregional (e.g. Gajardo

1993, Luebert & Pliscoff 2004).

c. Complementaridad: Se debe priorizar aquellos ecosistemas o paisajes no

conservados en actuales sistemas de protección, para así complementar y mejorar la

efectividad de estos sistemas.

d. Heterogeneidad: Ecosistemas o paisajes con mayor heterogeneidad pudieran

albergar una mayor diversidad biológica, por lo que se debe ponderar por este factor al

momento de decidir las áreas de conservación.

2. Organización espacial a nivel de Paisaje-Ecosistema

El criterio de organización espacial a nivel de paisaje considera los elementos estructurales a

conservar a una escala espacial amplia. Bajo este criterio que debe buscarse la estructura espacial

que favorezca la mantención de los procesos del ecosistema a escala de paisaje en el largo plazo.

Los indicadores pueden ser analizados en forma general, pero se recomienda asociarlos a especies

objetivos (puma, zorro de Darwin), grupos funcionales (polinizadores, carnívoros) o grupos

taxonómicos (anfibios, vertebrados).

Indicadores

a. Tamaño: Se deben privilegiar aquellas áreas de mayor tamaño ya que pueden

mantener mejor los procesos ecosistémicos. Sin embargo, al momento de priorizar es

52

posible hacer un balance entre pocas áreas grandes y muchas áreas pequeñas. Esto es

conocido como SLOSS (Primack et al. 2002).

b. Forma: Se debe privilegiar las formas cercanas a la circunferencia para disminuir el

efecto de borde en las áreas protegidas. Este indicador debe balancearse con el indicador de

conectividad, debido a que muchos corredores pueden presentar una muy pobre relación

área/perímetro (Primack et al. 2002).

c. Conectividad: Conectividad: En las últimas décadas se ha enfatizado, bajo un

principio precautorio, mantener la conectividad entre sistemas naturales como una manera

de disminuir el creciente aislamiento provocado por la actividad antrópica. Para ello, se ha

acuñado el concepto de corredores biológicos y de stepping stones o corredores

discontinuos. Estos elementos del paisaje permitirían el flujo de organismos entre múltiples

zonas de conservación, dando continuidad a los procesos ecológicos y evolutivos naturales.

Los esfuerzos deben ir a mantener y aumentar la conectividad entre las áreas de protección

creadas y las áreas ya existentes. No obstante, debe analizarse el impacto que pueda crear el

permitir el libre flujo de organismo entre parches de vegetación actualmente desconectados

o en proceso de desconexión. Uno de ellos podría ser la más rápida dispersión de

enfermedades tanto en animales como en plantas y el movimiento de especies exóticas

invasoras. Estos factores deben considerarse a la hora de aumentar la conectividad entre

fragmentos. Por otro lado, es importante evaluar, caso a caso, la relación entre costo

económico y beneficios biológicos de la creación de nuevos corredores, en relación a otras

alternativas de conservación.

d. Tipo de matriz: Es necesario considerar el rol de la matriz (vegetación natural o

artificial no protegida) en el flujo biológico. Existen matrices que pueden ser “duras” como

por ejemplo, terrenos urbanos e industriales y plantaciones agrícolas, y otras que pueden ser

más inocuas para las especies nativas como las plantaciones forestales. De hecho, en Chile,

las plantaciones forestales de Pinus radiata constituyen un hábitat potencial para numerosas

especies o por lo menos no representan un impedimento al movimiento de organismos

(Acosta-Jamett & Simonetti 2005).

3. Procesos ecológicos a nivel de Paisaje-Ecosistema

La mantención o mejoramiento de los procesos ecológicos de un paisaje-ecosistema es fundamental

para asegurar la sustentabilidad de la biodiversidad en el largo plazo. Recientemente, los servicios

ecosistémicos se han transformado en un elemento fundamental de las estrategias de conservación

(Lara et al. 2003). Los procesos detrás de estos servicios se relacionan con ciclos biogeoquímicos

53

que ocurren a grandes escalas espaciales, por lo que su conservación requiere de medidas a nivel de

paisaje-ecosistema.

Indicadores

a. Mantención de calidad, cantidad y estacionalidad del agua: En áreas donde el agua

es un elemento escaso y requerido por las poblaciones locales, este servicio ecosistémico

puede tener un fuerte impacto social. Es por ello que las medidas de conservación biológica

pueden tener un impacto directo sobre las características de los flujos hídricos, haciendo

más atractiva la conservación para las comunidades locales.

b. Fijación de carbono: El incremento del dióxido de carbono a nivel global causado

por la quema de combustibles fósiles y su impacto en el calentamiento global ha generado

un nuevo escenario para los bosques naturales. La transacción de bonos de carbono

internacionalmente abre nuevos horizontes para la conservación de la biodiversidad, al

permitir la obtención de recursos económicos vía fijación de carbono atmosférico. Los

bosques primarios se incluyen dentro de esta categoría ya que si bien no capturan grandes

cantidades de carbono, sí actúan como reservorios de este elemento en el largo plazo.

c. Mantención del suelo: Los procesos erosivos, especialmente en Chile, han

provocado pérdidas de suelos fértiles. La conservación de la biodiversidad también tiene

efectos positivos para el suelo al evitar la Erosión.

4. Biodiversidad a nivel de comunidad

A escalas más reducidas la heterogeneidad ambiental genera comunidades vegetales y animales

específicas. Al momento de seleccionar áreas de conservación es necesario considerar esta

diversidad comunitaria. Existen medidas fáciles para determinar la diversidad comunitaria como

clasificaciones de asociaciones vegetales o caracterizaciones de hábitat. En este nivel es posible

asociar, además, otras variables como el grado de alteración antrópica.

Indicadores

a. Singularidad: Mediante el uso de clasificaciones vegetacionales más finas que las

de tipos forestales o pisos vegetacionales, es posible definir que existen comunidades con

una distribución muy reducida. Por ejemplo, asociaciones vegetales entre dos especies con

rangos de distribución pequeños tienen una relevancia especial. Estas comunidades más

singulares debieran ser consideradas en el diseño de una red de conservación.

b. Representatividad: Utilizando el mismo tipo de clasificación debiera buscarse la

conservación del mayor porcentaje de comunidades tanto vegetales como animales.

54

c. Heterogeneidad: La heterogeneidad de una comunidad puede medirse con

indicadores como la diversidad beta, la cual es una medida del recambio de las especies en

un gradiente ambiental. Aquellas comunidades con mayores tasas de recambio debieran ser

priorizadas.

d. Pristinidad: Al nivel comunitario es posible distinguir diversos estados de

conservación asociados a perturbaciones humanas. La tendencia indica que aquellas zonas

más prístinas debieran priorizarse por sobre áreas más perturbadas. Sin embargo, se

requiere precaución debido a que áreas con alto grado de perturbación pueden ser las

mismas que tengan una gran singularidad y diversidad biológica.

5. Organización espacial a nivel de comunidad

La organización espacial de los individuos puede tener implicancias en la conservación. Elementos

como bordes, ecotonos y gradientes altitudinales modelan la estructura espacial de la comunidad,

afectando los procesos ecológicos y el potencial de conservación de una determinada área.

Indicadores

a. Efecto de borde: La presencia de un efecto de borde puede afectar a la comunidad

vegetal y animal. Fragmentos de vegetación nativa con un acentuado efecto de borde

podrían perder sus características originales, afectando por ejemplo los procesos de

regeneración de especies arbóreas y permitiendo la entrada de especies exóticas. Por lo

tanto, debiera evitarse el efecto de borde y priorizar aquellas áreas con menor efecto de

borde.

b. Gradientes topográficos: áreas con gradientes topográficos pronunciados pueden

contener una mayor diversidad de especies debido a la variedad microclimática y

edafológica.

c. Gradientes altitudinales: la mayoría de las comunidades están determinadas en su

composición por los gradientes altitudinales que determinan cambios climáticos en escalas

muy inferiores que los gradientes latitudinales. Una red de conservación debe buscar

mantener la diversidad de situaciones altitudinales, incluso cuando se trata de escalas

intermedias como cuencas hidrográficas.

6. Procesos ecológicos a nivel de comunidad

Es a nivel comunitario que se presentan gran parte de las interacciones interespecíficas más

estudiadas en ecología como competencia, mutualismo y facilitación.

55

a. Interacciones planta-animal: Se debe resguardar la mantención de procesos de

interacción planta-animal (Ej, polinización, dispersión, herbivoría). Para ello es necesario

detectar cuales son las interacciones claves en el ecosistema y cuales son las especies

involucradas.

b. Interacciones entre plantas: Se deben conservar los procesos de interacciones entre

plantas interespecíficos como facilitación, efecto nodriza, competencia y dinámica

sucesional.

c. Interacciones entre animales: Se deben conservar los procesos claves de interacción

entre especies animales como predación y competencia. Estos procesos son en algunos

casos responsables por el estado del ecosistema, especialmente en el caso de especies claves

como carnívoros superiores.

7. Biodiversidad a nivel de especies.

La biodiversidad a nivel de especies es quizás el factor más considerado para el establecimiento de

áreas protegidas. En este criterio se incluyen los elementos de especies en categorías de

conservación, endemismos, riqueza de especies, entre otros. Probablemente, es el más utilizado en

conservación debido a la facilidad con que se pueden medir sus indicadores y porque resulta menos

subjetivo que otros criterios de conservación.

Indicadores

a. Riqueza de especies: Determinado por el número total de especies o el número de

especies por taxa.

b. Especies en categorías de conservación: Las especies en categorías de conservación,

si bien son un indicador arbitrario, representan el consenso de expertos respecto a cuales

especies están más amenazadas.

c. Especies focales: Existen múltiples visiones sobre como definir las especies focales.

En general, son criterios subjetivos basados en la opinión de expertos e incluso en la

perspectiva del público (especies emblemáticas, ej. Pudú, Puma).

d. Especies y géneros endémicos: Para países o regiones como Chile con un alto

número de endemismos, es importante reconocer el valor de estas especies en las decisiones

de manejo. Resulta prioritario conservar estas especies por sobre aquellas con rangos de

distribución más amplios.

56

8. Organización espacial a nivel de especies

La organización espacial de los individuos de una especie, determina en la mayoría de los casos, su

estructura poblacional. La teoría de metapoblaciones indica que la dinámica de una especie esta

dada por procesos de colonización, extinción y migración entre las distintas poblaciones locales.

Por ello, es importante considerar como se estructuran las especies en el espacio para así reconocer

fuentes y sumideros de las especies y mantener una conectividad mínima que permita los procesos

de dinámica metapoblacional que aseguren la permanencia de la especie.

Indicadores

a. Fuente poblacional: Algunas áreas pueden actuar de fuente de individuos para áreas

con condiciones ambientales menos favorables. Por ejemplo, las áreas ribereñas pueden

servir de fuente de aves para áreas en las zonas altas de las cuencas.

b. Corredores especie-específicos: Determinadas áreas pueden tener un valor

importante como corredores para una especie focal, aun cuando aparezcan de escaso valor a

nivel comunitario.

9. Procesos ecológicos a nivel de especie

Fenómenos que afecten la viabilidad poblacional de una especie pueden tener un efecto en cascada

en las características del ecosistema, especialmente cuando se trata de especies claves. Además,

como se menciono anteriormente, la conservación se puede centrar en especies focales, siendo

necesario evaluar con un mayor nivel de detalle su dinámica poblacional.

Indicadores

a. Dinámica poblacional: Procesos demográficos pueden llevar a la extinción de una

especie. Por ejemplo, una baja natalidad o una alta mortalidad. En algunos casos se requiere

el monitoreo de los individuos para poder estimar estos parámetros a nivel poblacional

(telemetría, medición de captura y liberación, etc.). Se pueden adoptar medidas específicas

para la mantención de poblaciones de animales como la reintroducción de individuos o la

crianza en cautiverio de los individuos más jóvenes. En plantas, los mecanismos son

similares incluyendo la reintroducción masiva de individuos o el fortalecimiento de alguna

etapa crítica del desarrollo como por ejemplo el establecimiento.

b. Mantención de la integridad de las relaciones intra e interpoblacionales: Las

poblaciones no están aisladas y por lo tanto es necesario evaluar la dinámica

metapoblacional. Esto requiere de mayor esfuerzo de muestreo.

10. Biodiversidad a nivel genético

57

La diversidad genética es bastante más difícil de medir que la diversidad de especies. Sin embargo,

resulta cada vez más evidente que es necesario considerar esta dimensión al momento de planificar

la conservación. Existen múltiples ejemplos, que demuestran que la falta de consideración del

componente genético ha llevado a la disminución poblacional o la extinción de especies (Soulé &

Mills 1998). Además, las técnicas genéticas han avanzado rápidamente permitiendo la evaluación

de la diversidad genética en rangos completos de distribución de las especies. Por ejemplo,

recientemente se han realizado estudios sobre la diversidad de Gomortega keule, Araucaria

araucana, dos especies representadas en la Cordillera de Nahuelbuta (Bekessi et al., 2002; Herrera

et al., 2005).

Indicadores

a. Variabilidad genética la especie en su rango de distribución: La conservación de

una determinada especie debe contemplar la variabilidad genética de las metapoblaciones.

Para ello se recomienda conservar múltiples localidades con presencia de la especie.

b. Poblaciones con alta variabilidad genética: Existen ciertas poblaciones que pueden

contener un mayor acervo genético dada condiciones específicas de dispersión, flujo

genético, aislamiento e historia biogeográfica. Estas áreas deben priorizarse al diseñar la red

de conservación.

11. Organización espacial a nivel genético

El aislamiento o conectividad de una determinada metapoblación define la estructura genética de la

especie. Para la conservación de los atributos de la especie es necesario reconocer que la diversidad

genética esta relacionada con la estructura espacial, es decir es espacialmente explícita.

Indicadores

a. Grado de aislamiento poblacional: Poblaciones aisladas de una especie pueden

contener atributos únicos de la especie. Por ello, aun cuando resulte paradójico con la idea

de conectividad, aquellas poblaciones aisladas pueden representar un aporte importante a

una red de conservación.

b. Límites distribucionales: Individuos de una especie ubicados en sus rangos

máximos de distribución pueden contener elementos genéticos esenciales para la

mantención de la especie frente a procesos de cambios ambientales. La red de conservación

debe asegurar la mantención de esta variabilidad.

58

12. Procesos ecológicos a nivel genético

Existen ciertos procesos que pueden reducir el acervo genético de una especie produciendo una

serie de efectos en la dinámica poblacional. Entre los efectos con mayor impacto en la

sustentabilidad de una especie se destaca la endogamia, el entrecruzamiento y la deriva génica.

Indicadores

a. Mantención de un tamaño poblacional adecuado: No sólo los procesos

demográficos pueden llevar a la extinción de una especie. Los procesos genéticos

deletéreos como la endogamia, la deriva génica y el entrecruzamiento pueden reducir el

fitness de una población a niveles que pueden producir la extinción local. Por ello, es

necesario asegurar un tamaño poblacional efectivo adecuado para mantener los procesos

genéticos. Este número poblacional puede variar según la especie, pero existen reglas

simples para calcularlo. En animales o vegetales dioicos, también es necesario velar por la

proporción de sexos.

59

VII. ANÁLISIS ESPACIAL PRELIMINAR PARA LA CREACIÓN DE UNA RED DE

CONSERVACIÓN EN NAHUELBUTA: EL APORTE DE FORESTAL MININCO

1. Método

Se definió el área de estudió siguiendo la cota de los 200 m.s.n.m. en la zona de la Cordillera de

Nahuelbuta, es decir en la Cordillera de la Costa entre el río Bio-Bio y el Río Imperial (942.906 ha).

El análisis de la fragmentación del bosque nativo fue realizado a partir de la información obtenida

de la base de datos del Catastro y Evaluación de los Recursos Vegetacionales Nativos de Chile

(CONAF-CONAMA, 1997). La escala de la información es 1:50.000 con una precisión o unidad

mínima cartográfica de 6,25 ha. La vegetación nativa fue derivada agregando las siguientes

categorías de cobertura/uso suelo: Bosque Nativo Adulto, Renoval Nativo, Bosque Nativo

Adulto/Renoval y Bosque Nativo Achaparrado. La información fue analizada y manipulada

utilizando los software ArcGis 9 y ArcView 3.3.

Los datos espaciales fueron transformados a formato raster con tamaños de celdas de 90x90 m para

disminuir el tiempo de cálculo computacional debido a la extensión del área de estudio. Esta

resolución espacial coincide con la resolución del Modelo de Elevación Digital con el cual fue

definido el área de estudio.

El cálculo de los índices de fragmentación se realizó utilizando el software FRAGSTAT 3.3

(MacGarigal & Marks 1995). Para identificar áreas núcleos y evaluar la conectividad de los parches

de bosque nativo, a escala de paisaje, se realizó un análisis estadístico de vecindad. Este método

permite calcular la proporción de celdas de bosque nativo existente en un radio definido por el

usuario. En este caso se utilizaron los siguientes radios: r = 270 m (3 celdas), r = 1350 m (15 celdas)

y 2700 m (30 celdas). Los resultados fueron reclasificados en porcentaje de celdas con bosque

nativo según rangos con amplitud de 20%.

2. Resultados y Discusión

El área de estudio posee 225.469 ha de bosque nativo (23.9% de la superficie total) de acuerdo a los

datos del Catastro de Vegetación Nativa del año 1996. Forestal Mininco cuenta con 41.500 ha de

bosque nativo y zonas de protección en el área, sin embargo no es posible reconocer cuantas de esas

ha corresponden estrictamente a bosque nativo.

60

El análisis de los atributos espaciales de la vegetación nativa en la Cordillera de Nahuelbuta indica

que existe un agrupamiento de la vegetación nativa en la zona central del área de estudio. En esta

zona, que incluye la Quebrada de Caramávida, el sector Trongol, y el Parque Nacional Nahuelbuta,

se encuentra la mayor extensión de vegetación nativa continua. De hecho, la mayores superficies de

vegetación nativa y de área núcleo de concentran en los sectores de mayor altitud y menor

accesibilidad cerca de Parque Nacional Nahuelbuta (Mapa 3, Mapa 4). En esta zona, Forestal

Mininco cuenta con patrimonio en el sector oriental de la Cordillera de la Costa conocido como

sector Trongol y Los Alpes con una superficie aproximada de 11.500 ha., que incluye bosque nativo

y zonas de protección.

Otra zona de concentración de vegetación natural es el área sur de la Cordillera de Nahuelbuta, en el

sector Villa Las Araucarias. El grado de efecto de borde dado por la Dimensión Fractal que nos

indica que la forma de la mayoría de los parches es altamente irregular y poco compacta; es decir,

los parches presentan formas alargadas y dendríticas (tentaculares) con una extensión perimetral tal

que permite un alto contacto con la matriz circundante y, por lo tanto, mayor efecto borde (Mapa 5).

En esta área, Forestal Mininco posee un patrimonio de bosque nativo y zonas de protección que

debiera ser priorizado al momento de establecer una red de conservación, para ello se requiere

conocer exactamente la extensión de los bosques de Araucaria araucana en la zona.

En Nahuelbuta, la fragmentación produce también un aumento de la distancia entre los parches

remanentes, dificultando el intercambio de individuos entre fragmentos. El grado de aislamiento de

los fragmentos y, por ende, de las especies, dependerá de su grado de movilidad y de su capacidad

para colonizar ambientes distintos, tales como la matriz que los rodea. Una medida simple para

evaluar el grado de aislamiento es el cálculo de distancia euclidiana entre parches de bosque nativo.

Este indicador determina la distancia mínima entre parches desde el borde. El mapa 6 muestra que

los parches más aislados corresponden a parches pequeños ubicados en los márgenes del área de

estudio. Por el contrario, existe una mayor conectividad en la parte central del área de estudio

asociado a los parches de mayor tamaño.

El área núcleo representa el área interior de los parches que no estaría afectado por el “efecto de

borde”. Se entiende por “efecto borde” a los cambios tanto en las condiciones abióticas

(temperatura, humedad y luminosidad) como bióticas (depredación, mutualismo o parasitismo) que

se producen desde el borde del parche hacia su interior (Forman 1995, Murcia 1995). Las medidas

del Área Núcleo integran tanto tamaño y forma del parche; asi como distancia o profundidad del

61

“efecto de borde” en una sola medida. De esta manera, los parches pequeños con mayor

complejidad de forma poseen menos área núcleo que parches más grandes y circulares. Para este

caso particular, la profundidad del "efecto de borde" corresponde a una distancia de 200 metros

desde el perímetro del parche hacia su interior. En el Mapa 4 se observa que las áreas núcleos de

mayor tamaño se concentran en la parte central y sur del área de estudio donde están las parches de

mayor tamaño. Si suponemos que la influencia de la matriz sobre los parches de bosque logra

penetrar hasta 200 m desde el borde hacia el interior del parche, la disponibilidad de hábitat para

especies de interior se reduce de 225.469 hectáreas -que corresponde al superficie total de

vegetación nativa- a 95.230 hectáreas; es decir el hábitat efectivo disminuye a sólo 42%.

El grado de conectividad evaluado en función de los análisis de vecindad es consistente con lo

anteriormente expuesto. En efecto, tres radios fueron utilizados para determinar la sensibilidad de la

variable (r = 270 m, r = 1350 m, r = 2700), los cuales indican que la mayor conectividad se logra en

la zona centro-sur del área de estudio (Mapas 7, 8 y 9). A medida que se aumenta la escala, es decir

aumenta la distancia para calcular el índice de vecindad, resulta más claro que las áreas con mayor

potencial de conectividad son los grandes fragmentos en el centro y sur de la cordillera de

Nahuelbuta. Sin embargo, a escalas más pequeñas que son a las cuales se desplazan una parte

importante de las especies, existe una conectividad incluso en zonas altamente fragmentadas como

la zona Norte de la Nahuelbuta y en zonas de baja altitud cercanas a los valles. Este análisis permite

detectar áreas núcleo dependientes del radio de cálculo utilizado.

En estos análisis preliminares, es posible apreciar que el potencial de conservación Forestal

Mininco se encuentra principalmente en dos áreas: 1) la zona central de la Cordillera de

Nahuelbuta, específicamente en la vertiente oriental de la Cordillera (Sector Trongol – Los Alpes) y

2) La zona sur (Sector Villa Las Araucarias), donde existe una abundante red dendrítica de zonas de

protección unida a fragmentos medianos y pequeños. Además, existe una abundante red dendrítica

de zonas de protección unida a fragmentos medianos y pequeños en la zona norte del área de

estudio. Todos estos fragmentos de vegetación nativa tienen un potencial para formar una red de

áreas de conservación en la Cordillera de Nahuelbuta.

De estos análisis, además, resulta evidente que la efectividad de dicha red para conservar la

biodiversidad no sólo depende de Forestal Mininco, sino también de los otros propietarios de la

zona. Tanto animales como plantas no conocen barreras administrativas, por lo que su desarrollo en

el ambiente se ve limitado por cambios ambientales y no por la propiedad del territorio. Es por ello,

62

que como se mencionará más adelante, es necesario al evaluar el potencial de conservación de

Forestal Mininco en la zona, analizar las posibles conectividades y complementaridades con áreas

de conservación de otros propietarios.

63

VIII. ESQUEMA METODOLÓGICO PARA LA CREACIÓN DE UNA RED DE

CONSERVACIÓN

1. Modelo metodológico

El comité científico recomienda el establecimiento de una red de conservación en el patrimonio de

Forestal Mininco en la Cordillera de Nahuelbuta. Esta red de conservación debe comprometer la

conservación de todo el patrimonio de vegetación predominantemente nativa o considerada en

zonas de protección de suelos y aguas, priorizando aquellas áreas con un mayor de valor de

conservación.

Se entenderá por conservación su protección de la degradación por uso antrópico o influencia

antrópica indirecta. Por lo tanto, conservar, en algunos casos requerirá de acciones de manejo

preventivas y de restauración.

La red de conservación debiera contemplar los siguientes elementos:

a) Áreas núcleos: Áreas de vegetación nativa de gran extensión y con un alto grado de

conectividad. Estas áreas pueden ser establecidas como áreas silvestres protegidas privadas

bajo algún tipo de categorización tanto interna de la empresa como bajo la legalidad

vigente.

b) Áreas periféricas: Áreas de vegetación nativa de menor tamaño usualmente con un bajo

nivel de conectividad. Estas áreas pueden ser establecidas como áreas silvestres protegidas

privadas bajo algún tipo de categorización, pero es recomendable mayores restricciones a

su uso público (recreación, educación, etc.) dada su limitada superficie.

c) Corredores biológicos: Áreas de vegetación nativa o vegetación naturalizada que permite

el flujo de especies entre áreas núcleos y áreas periféricas. Se definen de primer orden a

aquellos corredores de mayor tamaño que permiten el paso de la mayoría de las especies, y

de segundo orden, a aquellas que sólo permiten el paso de algunas especies dado su

limitada extensión o baja calidad de hábitat.

d) Zonas de amortiguación: Áreas productivas de manejo restringido, o aquellas áreas en que

pueden ser restaurada la vegetación nativa, que se encuentran adyacentes a áreas núcleos,

áreas periféricas y corredores biológicos.

64

Todos los elementos de estas categorías podrán ser priorizados de acuerdo a los criterios e

indicadores generados por este comité. De esta manera, todas las áreas de vegetación nativa o zonas

de protección serían clasificadas en alguna categoría y tendría un nivel de priorización.

2. Etapas para la implementación de una red de conservación

La implementación de una red de conservación requiere de a lo menos cuatro etapas: diagnóstico,

estudios, propuesta e implementación (ver Figura 6). Este informe constituye la etapa de

diagnóstico.

Figura 6. Esquema metodológico para la implementación de una red de conservación en el

patrimonio de Forestal Mininco en la Cordillera de Nahuelbuta.

65

Los estudios a realizar posterior a esta etapa de Diagnóstico no necesariamente tendrán que ser

responsabilidad de Forestal Mininco. Existen, al menos, tres mecanismos básicos para la realización

de estos estudios: 1) realizarlos por la empresa o por consultaría contratada por la empresa, 2)

colaborar con otros agentes para optar a fondos concursables, y 3) facilitar y promover que

instituciones realicen investigación independiente en la propiedad.

3. Propuesta sobre el Rol del Comité Científico

El comité científico considera que Forestal Mininco se encuentra en una fase de recolección y

sistematización de la información sobre biodiversidad, lo que demuestra un gran interés por parte de

la empresa en conocer y conservar su patrimonio biológico. Creemos que Forestal Mininco debe

continuar buscando la asesoría de Universidades o consultoras externas para lograr este objetivo.

Esta información base será crucial para el establecimiento de una red de conservación en

Nahuelbuta.

El comité cree necesario que Forestal Mininco se haga asesorar por expertos externos en la toma de

decisiones para la creación de esta red de conservación. Estas labores debieran ser realizadas por un

conjunto amplio de expertos, algunos de los cuales ya están colaborando con Forestal Mininco,

tanto en sus muestreos de vegetación como de fauna.

Creemos que es fundamental que Forestal Mininco continúe con esta y otras iniciativas destinadas a

conservar el valioso patrimonio natural de la Cordillera de Nahuelbuta, lugar reconocido como

primera prioridad de conservación en el bosque templado de Sudamérica Austral. Por lo tanto, este

comité manifiesta su intención de colaborar en todo lo que esté a nuestro alcance en las etapas

siguientes de este proceso, de manera de lograr los objetivos de conservación propuestos.

66

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ÍNDICE DE MAPAS

Mapa 1. Área de estudio, definida como la Cordillera de la Costa en un sentido amplio y tomando como referencia la cota 200 m.s.n.m.

Mapa 2. Predios con vegetación nativa de propiedad de CMPC.

Mapa 3. Clasificación de los fragmentos según su área (ha).

Mapa 4. Clasificación de los fragmentos según su área núcleo (ha), con un ancho de borde de 100m.

Mapa 5. Clasificación de los fragmentos según su dimensión fractal. El índice fluctúa entre 1 y 2.

Mapa 6. Clasificación de los fragmentos según la distancia euclidiana (m) al fragmento más cercano.

Mapa 7. Análisis de vecindad con radio de 270 m.

Mapa 8. Análisis de vecindad con radio de 1350 m.

Mapa 9. Análisis de vecindad con radio de 2700 m.