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Revista de geografía Norte Grande

versión On-line ISSN 0718-3402

Rev. geogr. Norte Gd.  no.73 Santiago set. 2019

http://dx.doi.org/10.4067/S0718-34022019000200029 

Artículos

Protocolo para la evaluación del riesgo de colapso de los ecosistemas: Caso de estudio del bosque espinoso (espinal) en la zona central de Chile

Ecosystem collapse risk evaluation protocol: The Espinal (Acacia forest) in the central zone of Chile as case of study

P. Pliscoff1  2 

J. Simonetti3 

M. Asmüssen4 

1Instituto de Geografía, Pontificia Universidad Católica de Chile, Chile. e-mail: pliscoff@uc.cl

2Departamento de Ecología, Pontificia Universidad Católica de Chile, Chile. e-mail: pliscoff@uc.cl

3Departamento de Ciencias Ecológicas, Facultad de Ciencias Universidad de Chile. Chile. e-mail: jsimonett@uchile.cl.

4Centro de Ecología, Instituto Venezolano de Investigaciones Científicas, Venezuela. e-mail: marianneasmussen@gmail.com

RESUMEN:

La biodiversidad enfrenta una crisis a escala global producto de la perdida y fragmenta ción de los hábitats naturales, lo que está modificando el foco tradicional de las evalua ciones de riesgo desde especies hacia ecosistemas. La Unión Internacional de Conser vación de la Naturaleza (IUCN) ha establecido un estándar oficial para la evaluación del riesgo de colapso de los ecosistemas. Proponiendo un modelo conceptual que utiliza cinco criterios basados en las características de distribución y/o función de los ecosis temas. Para ejemplificar la aplicación de esta metodología se seleccionó el ecosistema de "bosque espinoso” de la zona central de Chile, caracterizándolo según: distribución geográfica, biota nativa característica, aspectos abióticos, principales amenazas y pro cesos claves. La evaluación del riego de colapso pudo ser aplicada a cuatro de los cinco criterios propuestos en el modelo conceptual, lo que permitió establecer que el ecosis tema de bosque espinoso sea clasificado bajo la categoría de amenaza de "Vulnerable”.

Palabras claves: Evaluación de riesgo de Ecosistemas; Espinal; Chile central; colapso

ABSTRACT:

Biodiversity is facing a crisis at global scale due to fragmentation and loss of natural habitats which are modifying their traditionally evaluation risk focus from species to eco systems. The International Union for Conservation of Nature (IUCN) established an official standard for assessing the risk of collapse of ecosystems. Proposing a conceptual model that uses five criteria based on the characteristics of distribution and / or function of eco systems. To exemplify the application of this methodology, the "Thorny forest” ecosys tem of the central zone of Chile was selected, characterizing it according to: geographic distribution, characteristic native biota, abiotic aspects, main threats and key processes. The evaluation of the risk of collapse could be applied to four of the five criteria proposed in the conceptual model, which allowed establishing that the Thorny forest ecosystem be classified under the category of "Vulnerable”.

Keywords: Ecosystem risk assessment; Espinal; central Chile; collapse

Introducción

La biodiversidad enfrenta una continua y creciente disminución a nivel global (Tilman et al. 2017). Esta situación pone en peligro tanto la continuidad de las especies como el equilibrio de los ecosistemas, afectando negativamente la sustentabilidad de las poblaciones humanas (Hoekstra et al. 2005; Butchart et al. 2010). La acelerada pérdida de biodiversidad exige nuevas aproxima ciones que permitan evaluar e identificar especies y ecosistemas en riesgo de desaparecer (Wil son et al. 2009; Funk & Fa 2010). Este primer paso es clave para establecer un proceso adecuado de manejo y planificación del territorio, que tenga como objetivo asegurar la conservación de los ecosistemas (Ayensu et al. 1999; Rodriguez et al. 2011; Keith et al. 2013; Keith et al. 2015; Rodriguez et al. 2015; Bland et al. 2016). Los "Libros y Listas Rojas" se han transformado en una efectiva he rramienta para sintetizar el estado de conservación de las especies, refinándose conceptualmen te desde su creación por la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN) hace más de cuarenta años (UICN 2001).

A nivel global, la Lista Roja de UICN ha evaluado 76.000 especies y, a nivel nacional, 109 países han producido Listas Rojas para al menos un taxón (Zamin et al. 2010). Además, las Listas Rojas nacionales son importantes en el ámbito internacional, influenciando tratados y políticas como la Convención sobre el Comercio Internacional de Especies Amenazadas de Fauna y Flora Silvestre (CITES, por sus siglas en inglés), la Convención sobre Especies Migratorias (CMS, por sus siglas en inglés) y el Convenio sobre la Diversidad Biológica (CDB), entre otros (Collen et al. 2013).

Sin embargo, el enfoque de los Libros y Listas Rojas a nivel de especies no es suficiente para evaluar el estado actual de la biodiversidad. Este sistema presenta varias limitaciones como: (1) la evaluación del estado la biodiversidad se restringe solo a uno de sus componentes (Nijman 2005), (2) la tasa de evaluación de especie por especie es relativamente lenta y poco eficiente (Vié et al. 2009), (3) el público tiende a percibir la pérdida de biodiversidad a través de la reducción de servicios provistos por los ecosistemas (agua limpia, alimentos, combustible), y (4) el enfoque en especies no se traduce necesariamente en estrategias de conservación a nivel de paisaje (Ferrier 2002; Cowling et al. 2004). En respuesta a estas limitaciones, el Congreso Mundial de la Conser vación resolvió desarrollar los criterios y categorías para una Lista Roja de Ecosistemas (LRE), que buscan complementar las evaluaciones a nivel de especies (Rodriguez et al. 2011).

Para la generación e implementación de una LRE fue necesario resolver importantes retos científicos (Mace et al. 2008). Lo primero fue delimitar el concepto de "ecosistema", el cual posee una gran variedad de definiciones e interpretaciones en la literatura (Tansley 1935; Willis 1997; Olson & Dinerstein 2002). En este sentido se identificaron cuatro elementos esenciales que están implícitos en el concepto original de Tansley (Pickett & Cadenasso 2002): 1) un factor biótico o ensamble de especies, 2) un ambiente abiótico asociado, 3) interacciones entre los componentes biótico y abiótico y 4) un espacio físico donde se desarrollan (Bland et al. 2016). Otro gran desafío, fue generar una metodología consistente para evaluar cuantitativamente el proceso de riesgo de pérdida de los ecosistemas, pero que a su vez permita la aplicación de conceptos ecológicos a través de distintos tipos de ambientes (Rodriguez et al. 2011; Keith et al. 2013; Rodriguez et al. 2015; Keith et al. 2015; Bland et al. 2016).

Actualmente se han desarrollado nuevas teorías que sustentan los modelos conceptuales para la evaluación del riesgo de pérdida de los ecosistemas. Por ejemplo, métodos para manejar la incertidumbre (Akgakaya et al. 2000; Burgman 2005a), medidas ecosistémicas para evaluar el cambio ecológico (Stoddard et al. 2008; Tierney et al. 2009; Patrick et al. 2010), bases de datos temporales sobre la distribución y procesos de los ecosistemas (Curran & Trigg 2006) y, nuevas teorías relacionadas con la dinámica y función de los ecosistemas (Srivastava & Vellend 2005; Lo- reau 2010). El concepto de "función" es considerado un sinónimo de "procesos", haciendo que su estimación sea medible y comparable (Jax 2005). Así, cuando nos referimos a funciones del eco sistema, estamos utilizando un término general que abarca las reservas de materiales (del inglés, stocks, como carbón, agua, nutrientes) y los procesos, que involucran flujos de energía y materia entre los niveles tróficos y el ambiente abiótico (Hooper et al. 2005; Jax 2005). En este contexto, Keith et al. (2013) divulgaron los fundamentos científicos que sustentan la generación de una LRE, con una nueva propuesta que plantea un sólido modelo conceptual. En mayo de 2014, el Consejo de UICN acordó utilizar esta propuesta como un estándar oficial para evaluar el riesgo de colapso de los ecosistemas terrestres, acuáticos continentales y marinos, a nivel global.

El protocolo para la evaluación del riesgo de colapso de los ecosistemas busca sintetizar la gran cantidad de información que puede existir acerca del proceso de degradación de los am bientes naturales y utilizarla para evaluar su estado de conservación. Para lograr dicho objetivo, Keith et al. (2013) propusieron un modelo conceptual en el marco de una evaluación de riesgo, entendiéndose riesgo como la probabilidad de observar un resultado adverso en una escala de tiempo específica (Burgman 2005b). En el contexto de la LRE, el resultado adverso es el colapso del ecosistema, siendo colapso un concepto análogo a la extinción de especies y, por lo tanto, representa el resultado final del proceso de degradación ambiental (Bland et al. 2018). La creación del concepto de colapso obedece a la necesidad de considerar el alto nivel de incertidumbre asociado al proceso de degradación de los ecosistemas y la imposibilidad de declarar que la degradación ambiental puede conducir a la desaparición absoluta de todos los componentes de un ecosistema (Hobbs et al. 2006; Gaston & Fuller 2008; Nicholson et al. 2009; Keith et al. 2013; Keith et al. 2015; Rodriguez et al. 2015; Bland et al. 2016).

Por ejemplo, diferentes ecosistemas responderán de manera distinta a perturbaciones exter nas y, en el caso de transformarse en sistemas nóveles, tanto los puntos de transición como la trayectoria que sigan dependerán de diferencias en su variabilidad natural, resiliencia y amenazas (Folke et al. 2004). Por lo tanto, en lugar de definir el colapso como un estado único, irreversible e independiente de la naturaleza del ecosistema, se propone que es un estado caracterizado por haber cruzado el umbral de una o más de las variables que definen su identidad, especialmente su biota nativa característica (BNC) (Bland et al. 2016). Se entiende por BNC al sub-conjunto de especies nativas que distingue a un ecosistema de otro (componente taxonómico) o que juegan un rol importante en la función del ecosistema y la persistencia de otras especies (componente funcional). Quedan excluidas de este concepto todas las especies comunes o nómadas que con tribuyen poco a los procesos funcionales del sistema y que probablemente son más comunes en otros ambientes (Bland et al. 2016). Este concepto es clave en la evaluación del riesgo, debido a que su disminución o pérdida representa inequívocamente una consecuencia negativa para la conservación (Convention on Biological Diversity 1992). Así, el proceso de evaluación intenta diagnosticar cómo las distintas amenazas, evaluadas a través de indicadores de cambios en la dis tribución y función de los ecosistemas, alteran la permanencia de este sub-conjunto de especies (Keith et al. 2013; Rodriguez et al. 2015; Keith et al. 2015; Bland et al. 2016).

En este articulo se presenta la aplicación a un ecosistema específico del protocolo de eva luación del riesgo de colapso en ecosistemas desarrollado en el marco de la Lista roja de Eco sistemas (LRE) propuesto por la Unión Internacional de Conservación de la Naturaleza. El eco sistema seleccionado es el Bosque Espinoso (Espinal) presenta en Chile central, el cual ha sido identificado como una zona altamente perturbada tanto por la acción agentes naturales, como por la actividad antrópica (Root-Bernstein et al. 2017), además es uno de los ecosistemas menos representados en el Sistema Nacional de Áreas Silvestres protegidas de Chile (Pliscoff & Fuen tes-Castillo 2011; Luebert & Pliscoff 2017). La aplicación del protocolo de evaluación de la LRE se ha transformado en un estándar a escala global (Keith et al. 2015), desarrollándose evaluaciones alrededor de todo el mundo tanto en ecosistemas terrestres como marinos. En el caso de Chile, se han realizado evaluaciones a nivel nacional (Pliscoff 2015; Luebert & Pliscoff 2017), por lo que resulta relevante probar la aplicación del protocolo en un ecosistema especifico, para evaluar la aplicación de los criterios propuestos y realizar comparaciones con los análisis realizados a ma yor escala. Finalmente, el poseer distintos tipos de evaluaciones, tanto a nivel de escala espacial como de distintas zonas geográficas, permitirá generar más antecedentes para consolidar la apli cación de una Lista roja de ecosistemas en Chile.

Metodología

Caso de Estudio: El Espinal

El "bosque espinoso" o "Espinal" es uno de los ecosistemas naturales más amenazados de la zona central de Chile. Aunque se ha planteado que este bosque corresponde a una fase de degra dación del bosque esclerófilo (Oberdorfer 1960), actualmente esto resulta improbable conside rando las condiciones bioclimáticas en que se desarrolla (Luebert & Pliscoff 2017). Antecedentes históricos demuestran que este ecosistema ha sufrido fuertes procesos de degradación, princi palmente por deforestación y la presencia de especies invasoras. Se plantea que la cobertura original del bosque espinoso alcanzó una superficie de 3.425 km2, de los cuales actualmente sólo persiste el 38,4% (1.316 km2). La acción del ganado y conejos ha afectado los procesos naturales de depredación de semillas y plántulas, cambiando la estructura original de este tipo de bosque. Por estas razones, consideramos al bosque espinoso un ecosistema natural que se encuentra fuertemente amenazado, siendo un excelente candidato para evaluar el modelo de riesgo de colapso, a través de los criterios y categorías de la Lista Roja de Ecosistemas de UICN (Bland et al. 2016). Como primera etapa se recopilo información ya existente sobre distintas clasificaciones del ecosistema, se describió su biota nativa característica, aspectos del Ambiente abiótico, su distribución espacial, la presencia de Procesos claves (naturales y antrópicos) y finalmente las principales interacciones y amenazas asociadas.

Estructura del protocolo

Para evaluar el riesgo de colapso de un ecosistema, Keith et al. (2013) y posteriormente Bland et al. (2016) propusieron usar cinco criterios, basados en una o más variables sucedáneas (del inglés, proxy), que están asociadas a características de distribución y función, respondiendo a los cuatro factores que se identifican en el concepto de ecosistema antes mencionado (Fig. 1): A) tasas de declive en la distribución del ecosistema, B) distribuciones restringidas que están some tidas a una continua declinación o amenaza, C) tasas de degradación ambiental (elementos abió- ticos), D) tasas de disrupción de los procesos bióticos y, E) estimaciones cuantitativas del riesgo de colapso - este último integra los múltiples procesos de degradación. Un ecosistema bajo es tudio debe ser evaluado utilizando todos los criterios para los cuales existen datos disponibles. El estatus de amenaza final corresponderá al nivel más alto de amenaza indicado por cualquiera de los criterios, ya que el riesgo es determinado por el factor más limitante. Los criterios y umbrales asignan a los ecosistemas una de ocho categorías: dos que representan "no amenaza" (LC y NT), tres de amenaza (CR, EN, VU), una para ecosistemas colapsados (CO), una para falta de datos (DD) y una para ecosistemas no evaluados (NE) (Fig. 2).

Fuente: (Bland et al. 2016)

Figura 1 Mecanismos a través de los cuales un ecosistema puede alcanzar el estado de colapso, en función de los síntomas del riesgo de colapso. 

Figura 2 Estructura de las categorías para una Lista Roja de Ecosistemas de UICN. 

Escalas temporales

Los criterios evalúan la degradación dentro de tres marcos temporales: actual, futuro e his tórico (Fig. 3). Las degradaciones actuales son evaluadas abarcando los últimos 50 años: lo sufi cientemente recientes para detectar tendencias actuales y lo suficientemente largas como para poder diagnosticar cambios direccionales de manera confiable. La evaluación de la degradación futura requiere de predicciones sobre los cambios que ocurrirán en los próximos 50 años, o para cualquier lapso de 50 años que comprenda el presente y el futuro. La degradación histórica se evalúa en relación al estatus del ecosistema en la fecha de referencia hipotética de 1750, ya que este año se corresponde aproximadamente con el inicio de la explotación de los ecosistemas a una escala industrial (Bland et al. 2016).

Figura 3 Escalas temporales para la evaluación de los criterios A, C y D (Keith et al. 2013

Umbrales de degradación y colapso

Las categorías de riesgo de colapso son definidas por distintos umbrales de degradación. La lógica de dichos umbrales es teórica y pragmática, reconociendo que 1) la teoría provee una base cualitativa para establecer umbrales de degradación ordenados, pero provee una guía limitada al momento de establecer sus valores absolutos; y 2) el objetivo es clasificar los ecosistemas en categorías de riesgo ordinales informativas, más que estimar probabilidades de colapso precisas (Bland et al. 2016). Por consiguiente, para los criterios que involucran la reducción del área o fun cionamiento de un ecosistema (A, C y D), se fijaron valores umbrales a intervalos relativamente uniformes para las degradaciones actuales y futuras (Vulnerable 30%, En Peligro 50%, En Peligro Crítico 80%). El establecimiento del intervalo de los umbrales entre 0% y 100% busca asignar los ecosistemas dentro de las categorías de riesgo de manera informativa y no altamente sesgada, mientras que el umbral más bajo de 30% reconoce que son necesarias evidencias de una reduc ción apreciable en la distribución o funcionamiento del ecosistema para justificar su clasificación dentro de una categoría de amenaza. Estos umbrales "basales" son consistentes con los umbrales establecidos para la reducción poblacional de los criterios de la Lista Roja de especies (UICN 2001). Para disminuciones históricas, Bland et al. (2016) establecieron umbrales más altos (50%, 70%, 90%) ya que las escalas temporales son más largas (Cuadro 1).

Por otra parte, cada uno de los cinco criterios implica un umbral de colapso (Fig. 1). Para los criterios basados en la extensión espacial (A y B), generalmente se puede suponer que un eco sistema ha colapsado si su distribución se reduce a cero. Sin embargo, el uso del umbral 'cero' dependerá de las variables y mapas utilizados para representar la distribución del ecosistema, y algunos ecosistemas pueden colapsar antes de que su distribución mapeada disminuya a cero. Para aquellos criterios basados en variables funcionales (C y D), usualmente un intervalo de valores definirá el colapso para una variable determinada. Este intervalo debería estar acotado entre el valor mínimo posible, donde no cabe duda que el sistema ha colapsado, y un máximo factible basado en observaciones de casos locales donde el ecosistema parece haber cambiado más allá de su intervalo de variación (definido en la descripción de su biota nativa característica y sus procesos), y como resultado ha perdido su biota nativa característica. Un enfoque similar puede ser aplicado cuando se utilizan modelos de simulación para estimar el riesgo de colapso bajo el criterio E. En este caso, deben identificarse los estados colapsados entre la variedad de estados representados por el modelo, y deben especificarse los umbrales acotados de abundan cia relativa y/o persistencia que permiten identificar los límites de variación natural en el sistema (Cuadro 1).

Cuadro 1 Criterios de la Lista Roja de Ecosistemas de UICN 

Criterio Subcriterio En Peligro Crítico En Peligro Vulnerable
A Reducción de la distribución geográfica en CUALQUIERA de los siguientes períodos de tiempo:
1 Presente (durante los últimos 50 años) ≥ 80% ≥ 50% ≥ 30%
2a Futuro (durante los próximos 50 años) ≥ 80% ≥ 50% ≥ 30%
2b Futuro (a lo largo de cualquier período de 50 años que incluya el presente y el futuro) ≥ 80% ≥ 50% ≥ 30%
3 Histórico (desde 1750) ≥ 90% ≥ 70% ≥ 50%
B Distribución geográfica restringida indicada por CUALQUIERA de los siguientes subcriterios (B1, B2 o B3):
1 Área de un polígono convexo mínimo que abarque todos los sitios donde está presente (Extensión de la Presencia - EDO) y, ≤ 2.000 km2 ≤ 20.000 km2 ≤ 50.000 km2
por lo menos una de las siguientes (a-c):
(a) Disminución continua observada o inferida a partir de:
i. una medida de extensión espacial apropiada al ecosistema o,
ii. una medida de la calidad ambiental apropiada para la biota característica del ecosistema o,
iii. una medida de alteración de las interacciones bióticas apropiada para la biota característica del ecosistema.

Continuación Cuadro 1 

En Peligro Crítico En Peligro Vulnerable
(b) Procesos de amenaza observados o inferidos que probablemente causen disminuciones continuas en la distribución geográfica, la calidad ambiental, o las interacciones bióticas en los próximos 20 años.
(c) El ecosistema existe en … 1 localidad ≤ 5 localidades ≤ 10 localidades
2 El número de celdas 10 × 10 km ocupadas (Área de Ocupación - ADO) y, ≤ 2 ≤ 20 ≤ 50
por lo menos uno de los subcriterios (a-c) señalados para B1.
3 Muy pocas localidades (generalmente menos de 5) y,
susceptible a efectos de actividades humanas o eventos estocásticos en el futuro próximo y por lo tanto capaz de colapsar o clasificar como CR en un lapso de tiempo muy corto (B3 sólo puede conducir a una clasificación como VU). VU
C 1 Degradación ambiental durante los últimos 50 años, basada en el cambio de una variable abiótica que afecta... ≥ 80% de la extensión con ≥ 50% de la extensión con ≥ 50% de la extensión con
≥ 80% intensidad relativa** ≥ 80% intensidad relativa ≥ 50% intensidad relativa
≥ 80% de la extensión con ≥ 80% de la extensión con
≥ 50% intensidad relativa ≥ 30% intensidad relativa
≥ 30% de la extensión con
≥ 80% intensidad relativa
2 Degradación ambiental durante los próximos 50 años o cualquier período de 50 años que incluya el presente y el futuro, ≥ 80% de la extensión con ≥ 50% de la extensión con ≥ 50% de la extensión con
basada en el cambio de una variable abiótica que afecta… ≥ 80% intensidad relativa** ≥ 80% intensidad relativa ≥ 50% intensidad relativa
≥ 80% de la extensión con ≥ 80% de la extensión con
≥ 50% intensidad relativa ≥ 30% intensidad relativa
≥ 30% de la extensión con
≥ 80% intensidad relativa
3 Degradación ambiental desde 1750, basada en el cambio de una variable abiótica que afecta... ≥ 90% de la extensión con ≥ 70% de la extensión con ≥ 70% de la extensión con
≥ 90% intensidad relativa** ≥ 90% intensidad relativa ≥ 70% intensidad relativa
En Peligro Crítico En Peligro Vulnerable
≥ 80% de la extensión con ≥ 90% de la extensión con
≥ 50% intensidad relativa ≥ 50% intensidad relativa
≥ 50% de la extensión con
≥ 90% intensidad relativa
D 1 Alteración de los procesos o interacciones bióticas durante los últimos 50 años, basada en el cambio de una variable biótica* ≥ 80% de la extensión con ≥ 50% de la extensión con ≥ 50% de la extensión con
que afecta… ≥ 80% intensidad relativa** ≥ 80% intensidad relativa ≥ 50% intensidad relativa
≥ 80% de la extensión con ≥ 80% de la extensión con
≥ 50% intensidad relativa ≥ 30% intensidad relativa
≥ 30% de la extensión con
≥ 80% intensidad relativa
2 Alteración de los procesos o interacciones bióticas durante los próximos 50 años, o ≥ 80% de la extensión con ≥ 50% de la extensión con ≥ 50% de la extensión con
cualquier período de 50 años que incluya el presente y el futuro, basada en el cambio de ≥ 80% intensidad relativa** ≥ 80% intensidad relativa ≥ 50% intensidad relativa
una variable biótica que afecta…
≥ 80% de la extensión con ≥ 80% de la extensión con
≥ 50% intensidad relativa ≥ 30% intensidad relativa
≥ 30% de la extensión con
≥ 80% intensidad relativa
3 Alteración de los procesos o interacciones bióticas desde 1750 basada en el cambio de una variable biótica que afecta... ≥ 90% de la extensión con ≥ 70% de la extensión con ≥ 70% de la extensión con
≥ 90% intensidad relativa** ≥ 90% intensidad relativa ≥ 70% intensidad relativa

Continuación Cuadro 1 

En Peligro Crítico En Peligro Vulnerable
≥ 80% de la extensión con ≥ 90% de la extensión con
≥ 50% intensidad relativa ≥ 50% intensidad relativa
≥ 50% de la extensión con
≥ 90% intensidad relativa
E Análisis cuantitativo que estime que la probabilidad de colapso de un ecosistema es … ≥ 50% dentro de 50 años ≥ 20% dentro de 50 años ≥ 10% dentro de 100 años

Resultados

Descripción del ecosistema

Clasificaciones

A nivel nacional, el bosque espinoso ha sido descrito como una unidad vegetacional definida por la fisonomía de "sabana" (Ovalle & Godron 1989), donde se identifica una vegetación domina da por árboles en un dosel abierto. Oberdorfer (1960) incluye al bosque espinoso como una aso ciación (Cestro-Trevoetum) definida por la presencia de las especies arbustivas acompañantes características en su distribución interior. Gajardo (1994), reconoce al bosque espinoso dentro de la sub-región del "Matorral" y del "Bosque Espinoso", dando cuenta de un carácter mixto en términos fisionómicos. Luebert & Pliscoff (2017) reconocen el carácter de formación vegetacio nal de bosque en todas las unidades adscritas al bosque espinoso, diferenciándolo en función de su composición florística y distribución geográfica. Los autores reconocen cuatro unidades dentro de la formación de "Bosque espinoso dominado por Acacia caven": (1) el Bosque espinoso mediterráneo interior de Acacia caven y Prosopis chilensis, (2) Bosque espinoso mediterráneo andino de Acacia caven y Baccharis paniculata, (3) Bosque espinoso mediterráneo costero de Acacia caven y Maytenus boaria y (4) Bosque espinoso mediterráneo interior de Acacia caven y Lithraea caustica.

A nivel internacional, se considera parte de la Ecoregión del Matorral Chileno (Chilean Ma torral), la cual se clasifica dentro de los Bosques, Montes y Matorrales Mediterráneos según la clasificación de Ecoregiones Terrestres de WWF (Olson & Dinerstein 2002) y, según el esquema de clasificación de hábitats de la UICN (versión 3.1), el ecosistema es clasificado como "2. Saba nas/2.1. Sabanas secas" (Dry Savannas).

Biota nativa característica

El bosque espinoso corresponde a una formación boscosa dominada por la presencia de la es pecie Acacia caven (espino) (Fig. 4). En términos de su fisionomía, esta formación vegetacional se presenta con una estrata arbórea de individuos aislados sin formar un bosque continuo, aunque su grado de cobertura depende de las condiciones del sitio y mesoclimáticas. Entre las especies arbóreas acompañantes de Acacia caven se pueden identificar Prosopis chilensis, Quillaja sapo naria y Lithraea caustica, en su distribución norte, y Kageneckia oblonga y Maytenus boaria, en su distribución sur. La estrata arbustiva presente dentro del bosque espinoso es muy diversa. Está compuesta principalmente por Colliguaja odorifera, Retanilla trinervia, Trevoa quinquenervia, Ces- trum parqui, Muehlenbeckia hastulata, Schinus polygamus, Solanum ligustrinum y Proustia cunei- folia. Por otra parte, la estrata herbácea posee la característica de ser muy abundante durante la primavera, donde se puede identificar especies como Avena barbata, Bromus berteroanus, Vulpia myuros, Centaurea melitensis, Helenium aromaticum, Moscharia pinnatifida y Phacelia brachyan- tha. En cuanto a la presencia de fauna, se han detectado micro-mamíferos como Oligoryzomys longicaudatus, Octodon degus y Abrothrix olivaceus (Muñoz-Pedreros et al. 2010). También es pecies de aves rapaces (Geranoaetus melanoleucus, Parabuteo unicinctus) han sido reconocidas como un elemento importante dentro de este bosque (Pavez et al. 2010).

Figura 4 Bosque Espinoso de Chile Central, fotografía de Andrés Moreira. 

Ambiente abiótico

El bosque espinoso se presenta dentro del macrobioclima Mediterráneo en su variante plu- viestacional-oceánica (Luebert & Pliscoff 2017). Esto corresponde a zonas caracterizadas por un fuerte contraste estacional en los patrones térmicos y de precipitación. Se pueden identificar principalmente dos épocas, una estival cálida con sequía y una invernal fría, donde se concentran las precipitaciones. En términos de su meteorología, los rangos de temperatura anual promedio oscilan entre los 13 y los 17 °C, identificándose las temperaturas más bajas en el mes de Julio y las más altas en el mes de Enero (Barros et al. 2007). La precipitación anual promedio varía en el gradiente latitudinal entre los 100 y los 1.000 mm, concentrándose las precipitaciones entre los meses de julio y agosto, variando la estación cálida con sequía desde los 10 meses en la zona norte a 3 a 5 en la zona sur de la distribución (Barros et al. 2007). En términos de su distribución espacial relacionada con el relieve y las geoformas, este ecosistema se ubica en la zona de la de presión intermedia, con excepción de la presencia en un área relacionada a las planicies costeras en el extremo sur de la región de Valparaíso y al norte de la región de O'Higgins, principalmente en sectores planos o de pendiente suave de la depresión intermedia (200-800 m). Los suelos en los cuales se desarrolla el ecosistema, varían desde texturas livianas a medias, características de suelos profundos, hasta suelos más delgados y pedregosos con bajo contenido de materia orgánica. Finalmente, en la zona costera de su distribución (Región de Valparaíso y O'Higgins), se presenta en suelo granítico de texturas livianas medias (Serra 1997).

Distribución

Se distribuye entre los 31° y los 37° grados de Latitud sur. Está presente en las laderas bajas (pie-de-monte) de la cordillera de Los Andes, en las regiones Metropolitana y del Libertador Ber nardo O'Higgins, entre 600 y 1.200 m de altitud. Además, se encuentra en los lomajes costeros del sur de la región de Valparaíso y en el norte de la del Libertador Bernardo O'Higgins, entre 0 y 500 m de altitud. En su distribución más al sur, se observa en las planicies aluviales de la depre sión intermedia de la región del Libertador Bernardo O'Higgins y la del Maule, entre 100 y 900 m de altitud (Fig. 5).

Procesos claves (naturales y antrópicos), interacciones y amenazas

Aunque sabemos que los ecosistemas mediterráneos de Chile son clasificados dentro de los ambientes más amenazados, tanto a nivel nacional como internacional, existe un gran vacío de información acerca de los procesos claves que determinan la dinámica dentro de dichos ecosistemas (Arroyo et al. 2000; Myers et al. 2000). En particular para el caso del bosque es pinoso, la información disponible se enfoca más en los procesos de manejo y en las amenazas que actualmente enfrenta. En este contexto, existe fuerte evidencia que la extracción histórica e intensa intervención para la obtención de material con fines dendroenergéticos, ha generado un impacto altamente negativo en la estructura del bosque, modificando tanto la abundancia como la arquitectura de los individuos. Por ejemplo, Acacia caven en condiciones favorables y sin intervención, puede presentar alturas de 7 m y diámetros de más de 50 cm (Cornejo & Gán dara 1980). Sin embargo, producto del continuo aprovechamiento al que ha sido sometida esta especie, lo más común es encontrarla como arbustos jóvenes, retoños e individuos nuevos. Este tipo de arquitectura, se ha demostrado que tiene efectos sobre la composición florística de la estrata herbácea. La participación de gramíneas decae abruptamente como consecuencia de la intervención y aumentan especies leguminosas, compuestas y geraniáceas de ciclos biológicos más cortos, debido a las nuevas condiciones ambientales (hídricas y tróficas) más restrictivas (Squella & Soto 1993).

Por otra parte, el sobrepastoreo y la consecuente depredación de semillas y plántulas por animales como conejos y ganado, también han contribuido a la degradación y reestructuración del bosque espinoso (Fuentes et al. 1989; Gutiérrez et al. 2007). La presencia de escombros y ba sura en algunas áreas de su distribución, indican que las especies dominantes podrían enfrentar severas limitaciones en su reclutamiento, debido al daño mecánico que podrían experimentar las plántulas simplemente al verse aplastadas por este tipo de materiales (Valdivia & Romero 2013). Al mismo tiempo, los depósitos de basura han contaminado las aguas de las napas subterráneas, lo que dificulta aún más el posible reclutamiento y establecimiento de este tipo de árboles, ya que como habita en climas semiáridos, el agua es un recurso limitante (Gutiérrez et al. 2007).

Fuente: Elaboración propia

Figura 5 Distribución potencial y actual del Espinal (Luebert y Pliscoff 2017

Modelo conceptual

El modelo conceptual del bosque espinoso (Fig. 6), presenta los procesos y amenazas claves, identificando sus interrelaciones, los cuales derivan en dos indicadores (aumento de erosión y de- sertificación y, cambio en la estructura y composición de especies de flora y fauna) que definirían una condición probable de colapso del ecosistema.

Fuente: Elaboración propia

Figura 6 Modelo conceptual desarrollado para el bosque espinoso. 

Aplicación de criterios de evaluación

Criterio A - Declinación en la distribución:

A medida que el área de un ecosistema se reduce, la pérdida de biota resultante depende de su patrón espacial en relación con las amenazas y las medidas de conservación. Este análisis se planteó en dos periodos de tiempo que definen los subcriterios; el primero implica la reducción en la distribución, a lo largo de cualquier periodo de 50 años que incluya el presente y el futuro (A2b), y el último, es la disminución histórica (A3) que se calcula desde el año 1750. No fue posible incorporar el primer subcriterio A1, debido a la imposibilidad de contar con información histórica reciente (últimos 50 años) del cambio de uso de suelo en el área del bosque espinoso.

En el caso del subcriterio A2b, se realizó una estimación basada en una proyección de la tasa de pérdida reciente, calculada en los últimos 20 años (1992-2012). Se calculó la superficie remanente con vegetación natural para el año 1992 y para el año 2012, combinando información de cobertura de uso de suelo, a partir del Catastro forestal de INFOR y de coberturas de uso de suelo agrícola y urbano, obtenidas de imágenes satelitales MODIS (Pliscoff 2015). A partir de la diferencia de superficie remanente de los años 1992 y 2012, se calculó la tasa de pérdida en los últimos 20 años, la cual fue extrapolada en forma lineal para los próximos 30 años, usando la tasa de pérdida calculada para cada ecosistema en el período 1992-2012. Se aplicó la tasa de pérdida de esta forma porque no se cuenta con antecedentes que permitan estimar distintas tasas de pérdida en zonas geográficas particulares del país.

El subcriterio A3, por su parte, se calculó con la diferencia de superficie entre la distribución potencial del piso de vegetación, definida por Luebert & Pliscoff 2017 (asumiendo que corres pondería a una fecha aproximada al año 1750) y la superficie remanente actual de cada piso de vegetación (2014), esta última calculada con los mismos elementos que en el subcriterio A2a.

Criterio B - Tamaño de distribución restringida

Este criterio busca identificar aquellos ecosistemas cuya distribución se encuentra tan res tringida que están en riesgo de colapso por la concurrencia de eventos o procesos amenazan tes. Este criterio se subdivide en tres subcriterios. El primer subcriterio B1, utiliza una medida de "Extensión de la Ocurrencia (EDO)" que se define a partir de un polígono convexo mínimo que comprende todas las instancias del ecosistema, definiéndose a partir de la disminución continúa observada o inferida (B1a); procesos de amenaza observados o inferidos (B1b), y si el ecosistema existe en más de una localidad (B1c). El segundo subcriterio B2, abarca el concepto de "Área de Ocupación (ADO)", el cual calcula el número de celdas ocupadas en una cuadrícula. El criterio B se aplicó en uno de los subcriterios presentados: el criterio B2, referido al número de celdas 10 x 10 km ocupadas (ADO). El tercer subcriterio B3, se define en función del número de presencias puntuales del ecosistema evaluado.

Para el caso del bosque espinoso, el subcriterio B1 se aplicó calculando un polígono mínimo convexo (Fig. 6) y se estimó la categoría en función del subcriterio condicionante de disminución continua (a) por una medida de extensión espacial (i). En este caso, se revisó el comportamiento en el criterio de reducción espacial A2b. B2 fue aplicado utilizando la distribución actual de cada piso de vegetación, la cual fue procesada en formato raster (celdas) de 100 km2, realizando así un conteo de celdas para calcular los umbrales de área definidos en este subcriterio de ADO del eco sistema. Una vez realizado esto, se aplicó el mismo subcriterio condicionante de B1, una medida de cambio en la extensión espacial definida en el criterio A2b.

Criterio C - Declinación en procesos abióticos

La degradación del componente abiótico puede tener una inferencia importante en la reduc ción y desaparición de ciertos nichos disponibles para especies individuales. En este sentido, la identificación de la degradación de ciertos componentes del hábitat puede permitir generar un diagnóstico del riesgo al que se encontrarían sometidos los otros componentes del sistema. Los subcriterios definidos se basan en los mismos tres periodos de tiempo del criterio A; en el caso del bosque espinoso se evaluó únicamente el subcriterio C2, que da cuenta de una degradación ambiental en los próximos 50 años, ya que no fue posible encontrar datos suficientes para poder evaluar los sub criterios C1 y C3, por lo que la categoría asignada fue Datos Insuficientes (DD). Para aplicar el subcriterio C2, se utilizaron los resultados obtenidos en el estudio "Plan de Acción Para la Protección y Conservación de la Biodiversidad, en un Contexto de Adaptación al Cambio

Climático" (Santibañez et al. 2013). En el estudio señalado, se calculó un índice de estrés inte grado obtenido a partir de la estimación de un estrés hídrico y un estrés térmico. El concepto de estrés se refiere a una variación tanto positiva o negativa de los rangos de tolerancia bioclimática actuales respecto a un escenario futuro de cambio climático. La proyección actual se realizó uti lizando ambos índices para un escenario de cambio climático al año 2050.

Criterio D - Declinación en procesos e interacciones bióticas:

El ecosistema de bosque espinoso está sujeto al sobrepastoreo. Tanto el ganado como los conejos, pueden causar un daño importante en el reclutamiento de las plantas claves que com ponen este ecosistema, a través de la depredación de semillas y plántulas. Aunque se conoce de esta interacción, actualmente no existen datos que estimen la extensión e intensidad de estas actividades.

Evaluación final

Se aplicaron un total de 6 subcriterios, correspondientes a los tres criterios de evaluación (A, B, C). En el caso de los criterios y subcriterios que no pudieron ser evaluados por falta de información, se les asignó la categoría de Datos Insuficientes (DD), ya que pudimos constatar que los datos no estaban disponibles. Es importante aclarar que la categoría DD es distinta a No Evaluado (NE), ya que se hace la constatación de que la información para la evaluación debe ser desarrollada.

Para el sub criterio A2b, el bosque espinoso se define como Preocupación Menor (LC), ya que se identifica una baja pérdida de superficie respecto a su área total en los últimos 20 años (4,57%). Distinto es el caso de la pérdida histórica del bosque espinoso, la cual alcanza casi un 40% del área total del ecosistema (37,9%), por lo que se clasifica como Vulnerable (VU) bajo el criterio A3 (Fig. 6).

En el caso del criterio B, el bosque espinoso se clasifica como Preocupación Menor (LC), tanto en el caso del subcriterio definido por el polígono mínimo convexo (al tener una superfi cie de 44.213 km2), como en el subcriterio B2a, al poseer una superficie remanente identificada con 60 celdas de 10 km2 (Fig. 7). El subcriterio B3 también se considera como Preocupación Menor (LC), al identificarse un mayor número de localidades que el umbral máximo definido (10 localidades).

Para el caso del Criterio C2, que se refiere a la degradación ambiental futura, se clasificó el ecosistema como Vulnerable (VU), al presentar un alto grado de estrés hídrico, combinando la extensión espacial e intensidad relativa del índice, proyectado al año 2050 (Fig. 8).

La aplicación de los criterios se resume en la Cuadro 2. Una vez aplicados todos los criterios, se define para su clasificación final aquel que presente la categoría de amenaza superior (Keith et al. 2103; Bland et al. 2016); en el caso del bosque espinoso, la categoría final identificada sería la de Vulnerable (VU), definida por los criterios A3 y C2.

Cuadro 2 Resumen de la evaluación del Ecosistema del Espinal basado en los criterios de la lista roja de Ecosistemas de IUCN (NE, no evaluado; DD, datos deficientes; LC, sin preocupación; VU, vulnera ble). 

Criterio A B C D E Final
Subcriterio 1 DD DD NE NE NE VU
Subcriterio 2 LC LC VU NE
Subcriterio 3 VU NE NE NE

Fuente: Elaboración propia

Figura 7 Distribución actual del Espinal según criterio B2a.  

Fuente: Elaboración propia

Figura 8 Distribución del estrés hídrico del Espinal, utilizado para la definición de criterio C2. 

Conclusión

Una vez realizado el ejercicio con el ecosistema de Bosque Espinoso de Chile central, se pu dieron identificar tres principales limitaciones en la aplicación de la metodología de Lista Roja de Ecosistemas de UICN. La primera limitación se relaciona a la definición de los umbrales que definen las categorías de amenaza para cada criterio. Estos valores fueron fijados arbitrariamente en función de la opinión de expertos y de la experiencia con análisis similares realizados para especies. Es por esto que la aplicación de los criterios debería contener además de los umbrales definidos, análisis de sensibilidad de los mismos para evaluar el efecto sobre la definición de las categorías. El segundo aspecto identificado, se relaciona con la falta de claridad en la definición de las variables a utilizar para definir los criterios de funcionalidad (Criterios C y D). Aunque se reconoce que las variables asociadas a funcionalidad en los ecosistemas dependen directamente del ámbito en que este se encuentre (i.e. terrestre, marino o aguas continentales), la definición de un conjunto de variables de evaluación podría aclarar la forma de cómo abordar estos criterios y permitiría, a la vez, en avanzar hacia protocolos y metodologías que permitan levantar informa ción del conjunto de variables definidas. Finalmente, el tercer aspecto se relaciona con los crite rios asociados a distribución (A y B), donde se reconoce una relación escala-dependiente para su determinación. Es decir, la categorización final de estos criterios y algunos de sus subcriterios, podría estar relacionada con la escala espacial utilizada para definir el ecosistema.

Por otra parte, el desarrollo de este ejercicio permite identificar algunos vacíos de información que son extensibles al resto de los ecosistemas en Chile. Por ejemplo, llama la atención la escasa información levantada sobre los procesos claves de los ecosistemas, como las principales inte racciones que se dan entre el componente biótico y abiótico dentro de estos (e.g., polinizadores). También se identificaron vacíos en la información en la disponibilidad de datos para los elementos abióticos que permiten evaluar el criterio C (pérdida de funcionalidad por elementos abióticos), en el caso de este ejercicio, las variables usadas en el ejemplo aplicado al criterio C2, tienen una extensión espacial nacional, la utilización de variables más locales asociadas al ecosistema, per mitiría una evaluación más realista del estado actual del bosque espinoso.

Más allá de lo mencionado anteriormente, el ejercicio permitió avanzar en la caracterización y evaluación de un ecosistema que, a pesar de su relevancia cultural y cercanía con los grandes centros urbanos de Chile central, se mantiene distante tanto del interés público como de los investigadores del área ambiental. Este escaso interés se refleja en forma práctica en la mínima representación que tiene en la actualidad el Bosque Espinoso en los instrumentos oficiales de protección que posee el país, siendo identificado, por ejemplo, como la formación vegetacional con menor representación dentro del Sistema Nacional de Áreas Silvestres Protegidas del Estado (Pliscoff & Fuentes-Castillo 2011; Moya et al. 2014; Luebert & Pliscoff 2017).

Se espera que los antecedentes y metodologías presentadas en este ejercicio, permitan avan zar hacia el desarrollo de nuevos manejos y prácticas que favorezcan a la conservación y protec ción del bosque espinoso de Chile Central. Por ejemplo, existen propuestas concretas (Root-Bernstein & Jaksic 2015) para el manejo del sistema silvopastoral del bosque espinoso y los análisis de representatividad realizados a escala nacional (Pliscoff & Fuentes-Castillo 2011; Squeo et al. 2013; Luebert & Pliscoff 2017), han identificado las áreas del bosque espinoso que podrían complemen tar al Sistema Nacional de Áreas Protegidas de Chile.

Agradecimientos

Los autores agradecen el apoyo de CONICYT (Comisión Nacional de Investigación Científica y Tecnológica) a través del proyecto PIA-Anillo Soc 1404.

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