INFORME FINAL

Impactos del Manejo Silvícola de Renovales de Nothofagus sobre la Disponibilidad de Agua y el Transporte de Sedimentos a escala de Microcuenca, en el Sur de Chile

Autor del Informe: Cristián Frêne, Investigador principal

Co-Investigadores: Juan Armesto, Pablo Donoso, Carlos Oyarzún y Claudio Donoso

Proyecto financiado por el Fondo de Investigación del Bosque Nativo

Resumen

El manejo de renovales de Nothofagus bajo criterios ecológicos constituye un desafío para propietarios, ingenieros forestales, ecólogos y en general personas que intervienen bosques nativos. Para decir con propiedad que se está haciendo silvicultura, se debe operar sobre una base ecológica-científica, teniendo en consideración los objetivos y requisitos prioritarios de conservación. Para evaluar el efecto de la práctica silvícola de raleo de renovales a escala de microcuenca, sobre la disponibilidad de agua y el transporte de sedimentos en el tiempo, se utilizó el método de cuencas pareadas. Para ello se trabajó en dos microcuencas que son afluentes del estero Llancahue, comuna de Valdivia, cubiertas con bosques del Tipo Forestal Roble - Raulí – Coihue, subtipo renovales de coihue. El estudio permitió caracterizar hidrológicamente las condiciones iniciales de las dos microcuencas y luego se realizó el manejo de una de ellas, evaluando el efecto del manejo silvícola en los bosques. En cada microcuenca se midió los aportes de agua por precipitaciones, con pluviógrafo ubicados a campo abierto; la variación temporal y espacial del contenido de humedad del suelo, con una sonda TDR (Time Domain Reflectometry); la velocidad de infiltración, con infiltrómetro de doble anillo; el caudal de los efluentes, con limnígrafos de presión instalados en vertederos tipo Thompson con un ángulo de escotadura de 60º y; el transporte de sólidos suspendidos en el cauce, a través de un dispositivo para toma automática de muestras compuestas de agua desde el efluente. El análisis de estas variables permitió establecer los efectos que provocan las prácticas de manejo sobre la calidad y disponibilidad de agua de acuerdo al régimen de precipitaciones. En particular, la construcción de un camino forestal generó un aumento del caudal instantáneo y el transpote de sólidos suspendidos durante las primeras tormentas despues de la intervención silvícola. Sin embargo, para poder evaluar el efecto en el corto, mediano y largo plazo se debe mantener el monitoreo. Para continuar con este estudio se estableció un convenio de trabajo con la UACH, y se cuenta con el apoyo del IEB-Chile y la red LTSER-Chile. Estos antecedentes aportan al entendimiento de los procesos ecosistémicos que ocurren en pequeñas cuencas cubiertas con bosque nativo. Evaluar las prácticas silvícolas aporta conocimientos al objetivo de asegurar la provisión de bienes comunes en el largo plazo, tales como madera, alimentos y disponibilidad de agua de calidad para nuestros sistemas socio-ecológicos.

I. MARCO TEÓRICO

Silvicultura

La silvicultura puede ser concebida como un arte enfocado en la ordenación científica de los bosques para la continua producción de bienes y servicios. Bajo este carácter de continuidad, base de la sostenibilidad, el desarrollo se topa con dos limitantes fundamentales: recursos naturales en cantidades limitadas y capacidad de carga de los ecosistemas. Frente a estas limitantes surge la visión de conservación que complementa al de desarrollo, tratando de generar bienestar a los humanos para nuestra generación y las futuras (Donoso 1989). En las últimas tres décadas, el manejo forestal ha experimentado notables cambios en todo el mundo. La silvicultura actual busca integrar objetivos múltiples, entre los que se incluye la regulación del flujo hidrológico de las cuencas, la provisión de condiciones de hábitat favorables para especies silvestres y la mantención de características estéticas del paisaje (Armesto et al. 1998). Estos objetivos son consistentes con los propósitos actuales de promover el manejo de ecosistemas en lugar de recursos individuales y responden a la necesidad de reformular la manera en que los humanos nos relacionamos con los ecosistemas que sustentan la sociedad actual (Armesto et al. 1996).

Los objetivos de la silvicultura están claramente ligados y podría decirse que son sinónimos de las funciones del bosque, que podemos enumerar de la siguiente forma (Donoso 1989):

• Producción de madera para diferentes usos.

• Producción de frutos, resinas, hongos y otros productos secundarios.

• Regulación de caudales y depuración del agua.

• Desarrollo y mantención de hábitat para la fauna silvestre.

• Mantención de laderas y suelos.

• Mantención de microclimas, calidad del aire y belleza del paisaje.

Para decir con propiedad que se está haciendo silvicultura, se debe operar sobre una base ecológica-científica, teniendo en consideración los objetivos y requisitos prioritarios de conservación.

Bosque Nativo

Los bosques nativos situados en Chile entre las regiones VII y XI (35° a 48° Latitud S) y áreas adyacentes de Argentina, han sido definidos como constituyentes de la Eco-región del Bosque Lluvioso Valdiviano, la cual fue incluida entre las eco-regiones prioritarias para la conservación de la biodiversidad a nivel mundial por la iniciativa Global 200 de WWF y el Banco Mundial (Dinerstein et al. 1995). Esta Eco-región es considerada mundialmente como un lugar de especial relevancia ecológica, lo cual se refleja en que es uno de los 25 sitios críticos (hotspots), con una alta concentración de endemismos identificados por Myers et al. (2000). Se estima que un 44% de todas las plantas vasculares y un 35% de todos los vertebrados están confinados en estos sitios, los cuales tan solo constituyen un 1.4% de la superficie terrestre (Smith-Ramírez y Armesto 2002). Sin embargo, en Chile son conocidas las falencias del Sistema Nacional de Áreas Silvestres Protegidas del Estado en cuanto a la representatividad de los ecosistemas, particularmente en la Cordillera de la Costa y Depresión Intermedia.

En las últimas décadas, los cambios globales producto de la acción humana sobre los ecosistemas locales y regionales (el rápido crecimiento poblacional, el consumo de energía, la intensidad de uso de la tierra, la actividad industrial, el comercio, entre otras actividades) indican que, a largo plazo, la salud de la población depende del buen funcionamiento de los sistemas ecológicos, físicos y socioeconómicos de la biosfera, que permitan la provisión y mantenimiento de bienes (agua, madera,

alimentos) y servicios ambientales (regulación del ciclo hidrológico, aire limpio, recreación) en el tiempo (Rivera et al. 2008). En el caso de la zona centro sur de Chile, los bosques nativos y sus métodos de manejo pueden modificar la regularidad de los caudales y la calidad del agua, por ende su investigación es relevante para la toma de decisiones referidas con el ordenamiento territorial.

El manejo de renovales bajo criterios ecológicos constituye un desafío para propietarios, ingenieros forestales, ecólogos y en general personas que intervienen bosques nativos, por la enorme superficie que cubren estas formaciones boscosas en el centro sur de Chile y por su potencial de desarrollo, así como por sus particularidades biológicas y su multifuncionalidad ecosistémica. En Chile existen alrededor de 13,5 millones de hectáreas de bosque nativo, de las cuales 1.460.531 ha corresponden a renovales del Tipo Forestal Roble-Raulí-Coihue (CONAF et al. 1999), concentrados principalmente en predios privados entre las regiones del Maule y Los Lagos (sólo 2,8% de la superficie de renovales se encuentra en SNASPE (CONAF et al. 1999)).

Idealmente, el manejo de los recursos naturales debe ser efectuado en forma ordenada y considerando áreas territoriales donde se puedan observar procesos comunes y una fuerte interacción entre los componentes del medio ambiente y el ser humano. Estas unidades territoriales corresponden a las cuencas hidrográficas y su manejo debería ser orientado bajo el concepto de gestión integrada de cuencas hidrográficas. Esta herramienta permite tener una visión completa de las entradas y salidas del sistema y mantener un monitoreo relativamente simple del estado de salud de los ecosistemas a través del análisis del agua (Brooks 2004). Un método apropiado para analizar el efecto de las intervenciones en el bosque nativo sobre el recurso hídrico es el análisis a nivel de cuencas, ya que no sólo son unidades de relieve delimitadas por las altas cumbres, sino que también un espacio en donde ciertas características de morfogénesis, suelo, clima y actividades económicas, alcanzan una relación compleja pero evaluable a través de criterios objetivos (Gregersen et al. 1998).

Investigación a escala de cuencas

Las cuencas de investigación se clasifican dentro de dos grupos. En el primero están las cuencas representativas, cuya finalidad es desarrollar investigaciones intensivas sobre problemas específicos del ciclo hidrológico, que se presentan sobre condiciones conocidas. Por otro lado, están las cuencas pareadas (paired catchment studies), cuyo objetivo es estudiar los efectos que se producirán en cuencas al modificar deliberadamente una o varias de sus características, comparándolas con otra no intervenida (Best et al. 2003, Brown et al. 2005). Para un correcto estudio en cuencas pareadas, se requiere que éstas posean cierta homogeneidad en cuanto a sus características morfométricas y de cobertura vegetal (Brown et al. 2005).

La metodología de cuencas pareadas es una herramienta adecuada para determinar las relaciones entre el porcentaje de cambio de vegetación y la producción de agua en cuencas de pequeña escala (Brown et al. 2005). Diversos estudios recomiendan, previo a la intervención, hacer una estandarización o calibración de las cuencas a través de un período no inferior a un año con mediciones paralelas. De esta manera, los cambios observados son atribuibles a las intervenciones realizadas (Kozarik 1989, Chaves 1994, Best et al. 2003, Brown et al. 2005).

Una de las principales ventajas de los estudios bajo la metodología de cuencas pareadas es que se puede aislar la variabilidad climática interanual, comparando cuencas bajo distintos tipos de manejo sujetas a las mismas condiciones climáticas. El aislamiento de la variabilidad climática respecto de los cambios en la producción de agua por alteraciones de la cubierta vegetal es un problema clave para los estudios de largo plazo (Brown et al. 2005). Los estudios que evalúan efectos hidrológicos a escala de cuencas tienen la particularidad de establecer, para períodos prolongados de tiempo, valores de evapotranspiración, producción y calidad de agua bastante confiables (Putuhena y Cordery 2000, Iroumé y Huber 2000).

El efecto de las prácticas silvícolas sobre los caudales y la dinámica de sedimentos

Pese a que existe consenso mundial de que el manejo de los bosques genera un impacto sobre la disponibilidad y calidad del agua (Calder 1998, Meyera y Martínez-Casasnovas 1999, Keima y Schoenholtz 1999, Robinson y col. 2003), no se pueden hacer generalizaciones sobre el efecto que tienen sobre la magnitud de las crecidas de escorrentía, porque estos eventos están influidos por las características de cada cuenca y las técnicas utilizadas en el manejo. Sin embargo, existe suficiente investigación científica a nivel mundial que da cuenta del comportamiento de los caudales en cuencas bajo manejo forestal en situaciones climáticas y edáficas particulares (Scott y Lesch 1997, Beschta et al. 2000, Swank et al. 2001, Troendle et al. 2001, Best et al. 2003, Robinson et al. 2003, Brown et al. 2005, Farley et al. 2005, Moore y Wondzell 2005, Iroumé et al. 2006, Huber et al. 2008, Little et al. 2009, Lara et al. 2009).

Las prácticas de manejo forestal también impactan en la dinámica de transporte de sedimentos desde el suelo hacia los cursos de agua, principalmente a través de movimientos en masa producidos por la construcción de caminos, erosión superficial en caminos, las prácticas de cosecha y la erosión producida por la escorrentía superficial tras el descubrimiento del suelo post cosecha (Gomi et al. 2005, Hassan et al. 2005).

Las propiedades hidrológicas de los suelos que tienen una gran influencia sobre la escorrentía superficial y el transporte de sedimentos son, entre otros, las tasas de infiltración y permeabilidad (Ward y Trimble 2004). Numerosos estudios han demostrado que las tasas de infiltración en bosques con suelos no alterados normalmente exceden la intensidad de la lluvia y, por lo tanto, predominan los flujos subsuperficiales. El sistema radical profundo y bien desarrollado, la materia orgánica, la actividad biológica del suelo, la alta porosidad y la baja densidad aparente, especialmente del horizonte A, favorecen los flujos subsuperficiales. La infiltración depende de varios factores, tales como textura del suelo, estructura, contenido de agua antecedente, tamaño y continuidad de poros, potencial matricial y cobertura vegetacional (Lal y Shukla 2004). En general, un suelo seco tendrá una tasa de infiltración mayor que uno húmedo y poros que están mejor conectados incrementan la tasa de infiltración (Ankeny et al. 1990).

Estudios realizados en el centro-sur de Chile (Oyarzún 1995) han demostrado una fuerte relación entre densidad aparente y materia orgánica con las tasas de infiltración para diferentes usos del suelo. En bosques nativos no alterados se han documentado tasas de infiltración sobre 200 mm hr-1 (37° 45´ S), decreciendo hasta valores de aproximadamente 30 mm hr-1 en praderas con pastoreo y <1 mm hr-1 en suelos muy degradados que han estado sometidos a quemas, en suelos franco-arenosos de la Cordillera de Nahuelbuta (37° 45´ S). Las altas tasas de infiltración previenen el escurrimiento superficial y, por lo tanto, la erosión y el transporte de sedimentos. Bajo estas condiciones, las concentraciones de sedimentos en los cursos de agua deberían ser relativamente pequeñas.

El transporte de sólidos suspendidos juega un rol fundamental en el ciclo biogeoquímico al interior de cuencas con bosques (Karwan et al. 2007). En procesos extremos, los sedimentos suspendidos degradan los hábitat acuáticos y de peces, rompen las conexiones en la relación suelo-agua, aumentan el transporte de contaminantes adsorbidos a las partículas e incrementan los costos de tratamiento asociados al uso público del agua (Rehg et al. 2005, Gomi et al. 2005). Las perturbaciones ocasionadas por el manejo a escala de cuencas, están relacionadas con un incremento en la producción de sedimentos suspendidos (Megahan et al. 1995, Karwan et al. 2007, Hubbart et al. 2007, May 2007), lo que implica importantes desafíos para la relación entre el manejo del bosque y la calidad de agua (Karwan et al. 2007).

La carga de sedimentos que llega a un curso de agua está dividido en sólidos suspendidos, que se mueven en la columna de agua, y sedimentos de fondo, que son partículas que se mueven en

contacto con el lecho del curso de agua (Hassan et al. 2005). La carga de sedimentos que llega a un curso de agua producto de actividades de manejo forestal está constituido principalmente por sólidos suspendidos (sedimento fino) y tiene gran relevancia en los procesos biogeoquímicos de pequeñas cuencas (Gomi et al. 2005), así como en la morfología y estabilidad del canal (Hassan et al. 2005).

Numerosas investigaciones han cuantificado la carga total y concentración de sólidos suspendidos en cuencas forestadas, incluso en estudios de largo plazo (Beschta et al. 2000, Gomi et al. 2005, Karwan et al. 2007). En particular, estudios realizados en el noroeste de Estados Unidos y Canadá han mostrado incrementos en la erosión y cargas de sedimentos que alteran los cursos de agua, lo que coincide con la modificación del régimen hidrológico seguido de la construcción de caminos y la cosecha de madera (Troendle y King 1985, Megahan et al. 1995, Lewis 1998, May 2007, Hubbart et al. 2007, Karwan et al. 2007). Una vez construido un camino o realizada una cosecha forestal, el transporte de sólidos suspendidos durante tormentas puede presentar aumentos de uno o dos órdenes de magnitud (Hassan et al. 2005, Gomi et al. 2005). El tiempo de recuperación a la situación pre-intervención es variable y depende del grado de disturbio realizado, pudiendo tardar desde dos hasta 20 años en los casos más extremos (Gomi et al. 2005).

Las zonas de protección ripariana (zonas buffer) potencialmente pueden proteger a los cursos de agua de la entrada de sedimentos al momento de las intervenciones silviculturales, actuando como filtros del flujo superficial. Además, la zona de protección ripariana impide que la zona adyacente al curso de agua sea disturbada por las actividades forestales (Boothroyd et al. 2004, Gomi et al. 2005). En la mayoría de los estudios de cuencas experimentales, los cursos de agua con zonas de protección de 10 a 30 m de ancho tienen incrementos relativamente pequeños en la producción de sólidos suspendidos, exceptuando los casos en que el sedimento es generado por movimientos de masa (Gomi et al. 2005). En general, el uso de zonas de protección ripariana es una herramienta efectiva para reducir los disturbios provocados por la actividad forestal (Boothroyd et al. 2004).

II. HIPOTESIS Y OBJETIVOS

Hipótesis

El raleo de renovales a escala de microcuenca generará un mayor caudal total en comparación con una cuenca con bosque renoval sin manejo.

El manejo forestal de renovales a escala de microcuenca, aplicando criterios ecológicos, tendrá un bajo impacto sobre el transporte de sedimentos a los caudales en comparación con una situación de bosque renoval sin manejo.

Objetivos

General

Evaluar el efecto del raleo de renovales de coihue sobre el comportamiento hidrológico y el transporte de sólidos suspendidos a escala de microcuenca, en la Cordillera de la Costa, Región de los Ríos.

Específicos

Realizar una calibración de las microcuencas por al menos un año, para su posterior intervención y comparación bajo la metodología de cuencas pareadas.

Evaluar la variación temporal del caudal y el transporte de sedimentos a escala de microcuenca, antes y después de la intervención silvícola.

Determinar el efecto de las tormentas sobre el caudal de los efluentes, el transporte de sedimentos y el contenido de humedad del suelo, antes y después de la intervención del bosque.

III. ANTECEDENTES GENERALES DEL ÁREA DE ESTUDIO

El predio Llancahue se localiza en una zona con características climáticas de costa occidental con influencia mediterránea, registrándose precipitaciones en todos los meses del año con una clara concentración entre abril y octubre. La precipitación media anual es de 2.357 mm, siendo julio el más lluvioso y febrero el más seco. La temperatura promedio es de 11,9º C, siendo enero el mes más cálido con 17º C y julio el más frío con 7,7 ºC en promedio (Di Castri y Hajek 1976).

La geomorfología de la zona corresponde a lomajes moderados con pendientes que oscilan entre 10 y 30% y altitudes desde los 10 a los 360 m s.n.m. El suelo del área corresponde a roca metamórfica sobre la cual se han depositado cenizas volcánicas, específicamente forman parte de las series de suelo Los Ulmos (< 250 m s.n.m.) y Correltué (> 250 m s.n.m.).

La cuenca del predio Llancahue está cubierta en un 80% por bosque nativo del tipo forestal Siempreverde, donde dominan los subtipos intolerantes emergentes y tolerantes, con estados de desarrollo que van desde renovales a bosques adultos. El Tipo Forestal Roble-Raulí-Coihue se encuentra representado en las partes bajas del predio. La tabla 1 muestra los principales tipos vegetacionales, que corresponden en un 60% a bosque adulto y 24% a renovales. Las especies arbóreas más abundantes son coihue (Nothofagus dombeyi), tepa (Laureliopsis philippiana), ulmo (Eucryphia cordifolia), olivillo (Aextoxicon punctatum), tineo (Weinmannia trichosperma), avellano (Gevuina avellana), mañío de hojas largas (Podocarpus saligna) y mañío hembra (Saxegothaea conspicua) en el tipo forestal Siempreverde, y coihue, roble (Nothofagus obliqua) y laurel (Laurelia sempervirens) en el tipo forestal Roble-Raulí-Coihue.

Tabla Nº1: Superficie según vegetación en Llancahue

Tipo Vegetacional Superficie (hectáreas)

Bosque Antiguo 800,6Renoval Mixto Siempreverde 226,2Renoval de Coihue 74,4Renoval de ulmo 15,9Matorrales 174,1Áreas abiertas 41,5

Total 1.332,8

Renovales de coihue

Los bosques secundarios dominados por coihue (Nothofagus dombeyi) están entre las formaciones más frecuentes y productivas del sur de Chile, asociándose con otras especies arbóreas tolerantes a la sombra en el sotobosque (Donoso 1993, Soto et al. 2010). Estos bosques están presentes en distintos estados sucesionales en las microcuencas afluentes del estero Llancahue. Las especies arbóreas acompañantes en los estados sucesionales avanzados son, en orden de abundancia, ulmo (Eucryphia cordifolia), olivillo (Aextoxicon punctatum), tepa (Laureliopsis philippiana), avellano (Gevuina avellana), laurel (Laurelia sempervirens), lingue (Persea lingue), tineo (Weinmannia trichosperma), mañío de hoja larga (Podocarpus salignus) y mañío hembra (Saxegothaea conspicua), además de especies de la familia Mirtaceae (Luma apiculata, Amomyrtus luma y Amomyrtus meli); el piso del bosque está dominado por quila, en distinta densidad dependiendo de la cobertura del dosel, siendo más abundante en lugares con menor cobertura arbórea (Soto et al. 2010).

En base a la cartografía (UACH 2003) se identificó al interior de la cuenca del estero Llancahue un rodal de aproximadamente 60 ha con presencia de renovales de coihue potencialmente manejables,

al que se realizó un inventario forestal. El renoval tiene una edad aproximada de 90 a 110 años y su estructura vertical es de dos estratos, siendo el de mayor altura (25 m en promedio) dominado por coihue y el de menor altura (18 m en promedio) compuesto por ulmo, tepa y avellano principalmente. Se observa un sotobosque diverso compuesto por regeneración establecida de todas las especies listadas, a excepción de coihue. Esto indica el estado sucesional de este rodal, donde la especie colonizadora (coihue) está siendo desplazada por especies más tolerantes a la sombra (ulmo, avellano, tepa, laurel, olivillo y mañíos principalmente), avanzando en la dinámica natural hacia una condición de bosque siempreverde antiguo (figura 1).

Figura N°1: Modelo de un bosque secundario dominado por Nothofagus dombeyi (Donoso 1993)

Los parámetros del rodal indican una densidad de 1.660 ind/ha con un DMC de 23 cm, donde coihue representa cerca del 50% del total (820 individuos por ha), con un DMC de 30 cm y un factor sanidad/forma (escala 1 a 3) de 1,2/1,6. Un 30% de los individuos (505 individuos por ha) corresponde a avellano y ulmo, con un DMC de 12 y 16 cm y factor sanidad/forma de 1,1/2 y 1,2/2 respectivamente. El 20% restante corresponde a las otras especies, con un DMC de 12 cm. El área basal es de 69,4 m2/ha, donde coihue alcanza el 83% del total (57,8 m2/ha). El volumen bruto del rodal alcanza los 1.017 m3/ha, con una participación de coihue del 93%, dejando en evidencia el potencial de manejo.

IV. Metodología

Caracterización y delimitación de microcuencas

Consiste en definir la línea de divortio aquarum, línea curva cerrada que parte y llega al punto de captación, mediante la unión de todos los puntos altos de la ladera, por cuya razón a dicha línea divisoria también se le conoce con el nombre de línea neutra de flujo. La longitud de la línea divisoria es el perímetro de la cuenca y la superficie que encierra dicha curva es el área proyectada de la cuenca sobre un plano horizontal.

Dentro del rodal descrito se seleccionaron dos microcuencas de una superficie cercana a 20 ha (figura 2) para realizar la investigación, ambas afluentes de la cuenca del estero Llancahue. Con apoyo de imagen LIDAR y trabajo en terreno con sistema GPS (Sistema de Posicionamiento Global) se delimitó cada una de las microcuencas, obteniendo su superficie y perímetro. La caracterización se realizó procesando la información con el software ARCGIS®. Las microcuencas fueron caracterizadas mediante área, perímetro, pendiente media, altura media, índice de Gravelius, coeficiente orográfico y de torrencialidad (Chow et al. 1994). Sobre la red de drenaje se determinó longitud, densidad y pendiente del cauce.

Figura N°2: Ubicación del área de estudio (microcuencas 4 y 5)

Precipitación a nivel de cuenca

Los aportes de agua por precipitaciones se midió con un pluviógrafo (tipping-bucket rainfall gauge Hobo®) ubicado a campo abierto, en un terreno aledaño al área de estudio.

Con esta metodología de registro se puede caracterizar cada evento de lluvia por su hora de inicio, término y cantidad de agua aportada, y con ello su intensidad.

Características del suelo y su contenido de agua

En cada microcuenca se realizaron dos calicatas para describir el perfil. Se describieron características físicas como textura, estructura y permeabilidad, para confirmar que los suelos pertenecen a la serie Los Ulmos. También se determinó la velocidad de infiltración del suelo en

distintos sectores de cada una de las cuencas con un infiltrómetro de doble anillo.

La determinación del contenido de agua del suelo (%/vol) se realizó con una sonda TDR (Time Domain Reflectrometry, Delta T®) calibrada para el suelo. La profundidad máxima de medición se fijó en 100 cm, de acuerdo a las características del suelo y las recomendaciones de Brechtel (1983) y Huber y Trecaman (2000), con una secuencia de medición de 10, 20, 30, 40, 60 y 100 cm. Para realizar las mediciones, en cada microcuenca se instalaron 10 tubos de policarbonato de forma sistemática (cada 150 m aprox.), ubicando 5 tubos en cada ladera, por los cuales se desliza el sensor de la sonda. Los tubos fueron enterrados en el suelo con ayuda de un sistema manual de taladro. Las mediciones se realizaron cada 15 días.

Escorrentía

En los efluentes, a la salida de cada una de las microcuencas, se construyó un vertedero de concreto armado tipo Thompson de paredes delgadas, según las recomendaciones de Maniak (1993). Este tipo de vertedero permite medir caudales de distinta intensidad con buena precisión (Chow et al. 1994). En la salida del efluente presenta una escotadura de 60º, cuyo vértice está ubicado a 50 cm sobre el piso del vertedero (figura 2).

Se instalaron limnígrafos barométricos (HOBO® Water Level) para obtener un registro continuo de la altura del nivel del agua de los efluentes. La frecuencia de lectura se estableció en 3 minutos. Cada vertedero fue calibrado en terreno para obtener la curva de aforo.

Figura N°2: Imagen de una estación limnimétrica instalada en Llancahue

Evapotranspiración

La cantidad de agua involucrada en la evapotranspiración se calculó con la fórmula de balance hídrico, basada en el principio de continuidad de masas propuesto por Feller (1981) para ecosistemas boscosos:

ET = Pp - ∆W - Qe

Donde, ET: evapotranspiración total; Pp: precipitaciones; ∆W: variación del contenido de agua del suelo; Qe: escorrentía (caudal del efluente); todas las variables expresadas en mm.

Transporte de sedimentos en los efluentes

Para cuantificar el flujo de sólidos suspendidos se instaló un dispositivo automático (ISCO SAMPLER 6712®) para la toma de muestras compuestas de agua (mezcla de tres muestras diarias, obtenidas cada 8 horas) desde el efluente. Las muestras obtenidas fueron procesadas en el Laboratorio de Hidrología del Instituto de Ciencias de la Tierra y Evolución de la Facultad de Ciencias, UACH.

Para conocer con mayor detalle el efecto de las tormentas en la dinámica de sedimentos se tomaron muestras de agua cada 30 minutos durante eventos de lluvia en el invierno previo a la intervención, durante la cosecha en verano y en los primeros eventos de lluvia posteriores a la intervención.

En el laboratorio de Hidrología se determinó la concentración de sedimentos en suspensión, utilizando para ello un sistema de filtración con bomba de vacío. Se utilizaron filtros de fibra de vidrio (ADVANTEC® GF75 de 47 mm de diámetro), que eran lavados con 150 cc de agua destilada en la bomba de vacío, secados a 60º C durante 24 horas y pre quemados a 550º C por 20 min, con el fin de eliminar cualquier impureza. Luego eran pesados en balanza de precisión, para posteriormente ser utilizados para filtrar las muestras en la bomba de vacío. Los filtros con el sedimento de las muestras eran secados a 60º C durante 24 horas y pesados en balanza de precisión para obtener el peso total de sólidos suspendidos. Luego de esta operación, los filtros eran quemados a 550º C por 20 min y pesados en balanza de precisión, para cuantificar la fracción de materia orgánica que estaba presente en cada muestra. Con esto se obtuvo la concentración de sólidos suspendidos para cada periodo de tiempo evaluado. El valor promedio semanal de concentración de sólidos suspendidos, multiplicado por el caudal del mismo período, permitirá cuantificar la carga de sedimento en suspensión exportada por cada microcuenca.

Propuesta silvicultural

El manejo del bosque se realizó bajo criterios ecológicos, orientándose hacia la obtención de un bosque adulto multietáneo y multiespecífico (Donoso 1993, Armesto et al. 1998), por lo que las técnicas de silvicultura aplicada fueron de cobertura continua, pero enfocado en liberar las especies del segundo estrato.

El raleo inició en enero de 2013 y se orientó a los individuos de coihue para así liberar a las especies acompañantes. Se utilizó el sistema de cosecha con retención variable (Armesto et al. 1998), con el fin de mantener la complejidad estructural del bosque, conservando dentro del área intervenida elementos constitutivos del bosque original, tales como árboles dominantes del dosel, árboles muertos en pie y material leñoso sobre el suelo. Se tuvo especial consideración en no generar daño a la regeneración establecida y a los árboles del dosel inferior. La intensidad de raleo fue de un 30 y 35% de extracción del área basal y la densidad final se aproxima a 1.000 individuos por ha.Con el fin de dar accesibilidad a toda la microcuenca, en el verano de 2013 se construyó un camino con una retroexcavadora, de una longitud total aproximada de 1.700 m y 3 m de ancho. Se utilizaron caminos pre existentes y se mantuvo una distancia mínima de 40 m desde el curso de agua.

Comparación entre microcuencas

Para evaluar el impacto inmediato del manejo forestal sobre el caudal y el transporte de sedimentos a escala de microcuenca se utilizó el método de cuencas pareadas (Best et al. 2003; Brown et al. 2005). Para comparar las características hidrológicas entre microcuencas, previo a la intervención del bosque se analizaron los registros de caudal y sedimentos en suspensión por un periodo de 19 meses, que se consideró como periodo de calibración. Posterior a esta etapa se construyó el camino y se inició el manejo en una microcuenca, dejando la otra como referencia (sin intervención).

V. RESULTADOS Y DISCUSION

Caracterización y delimitación de microcuencas

Los esteros de ambas microcuencas son de orden 1. Las características morfométricas se muestran en la tabla 2, donde se desprende características similares en ambas cuencas, tales como la forma oblonga a rectangular (alargada), con un tiempo de concentración alto y un relieve medianamente accidentado

Tabla N°2: Características morfométricas de las microcuencas

Microcuenca Area

(ha)

Perímetro

(m)

Pendiente media (%)

Largo cauce

(m)

Pendiente cauce (%)

Altitud media

(m s.n.m.)

Indice de Gravelius

Manejo 21 2.968 25,0 1232 24,1 259 1,74

Referencia 23 3.151 23,8 1561 22,3 220 1,57

Precipitación y Escorrentía

La precipitación y caudal para el periodo de calibración se muestran en la figura 3, donde se evidencia un comportamiento hidrológico similar entre microcuencas. Sin embargo la microcuenca sometida a manejo presenta mayores caudales durante tormentas, lo que se puede atribuir a la mayor pendiente y el menor largo de cauce, que en su conjunto significan un tiempo de concentración menor y por lo tanto una respuesta más rápida a los eventos extremos de precipitación.

Figura N°3: Caudal de ambas microcuencas y precipitaciones

Month

sep oct nov dic ene feb mar abr may jun jul ago sep oct nov dic ene feb

Water yield (mm day -1)

0

5

10

15

20

25

PP (mm day

-1)0

50

100

150

200

250

El coeficiente de escorrentía total que presentó la cuenca fue de 0,54. Valores similares de 0,53 (año normal) y 0,44 (año muy seco) fueron encontrados por Iroumé (1992) para una cuenca cercana a Valdivia.

Durante el periodo septiembre-2011 hasta Enero-2013 (figura 4), el rendimiento hídrico fue de 1.364 mm, con valores mínimos a finales del verano (2 mm dia-1) y máximos en invierno (15 mm dia-1).

Figura N°4: rendimiento hídrico en las microcuencas

Rodríguez (2003) analizó el efecto del raleo al 50% en la generación de caudales, encontrando un aumento del 16% del caudal post raleo. Estas diferencias no fueron estadísticamente significativas, sin embargo cuestiona esta conclusión por el poco tiempo de estudio.

Un estudio de microcuencas pareadas con bosques dominados por Nothofagus mostró que, al eliminar el 35% del área basal, el bosque raleado tuvo un incremento de 40% en el caudal de verano en relación a una microcuenca con bosques de similares características pero sin manejo forestal (Lara et al. 2009). Por otro lado, experiencias de manejo a escala de microcuenca con bosques siempreverdes antiguos indican que, posterior a una extracción del 40% del área basal, el rendimiento hídrico respecto a una cuenca de referencia incrementa en 1% durante el primer año, 4,6% durante el segundo año, 22,5% en el tercer año y 22,2% en el cuarto año posterior al tratamiento (Oyarzún 2012), lo que indica una alteración significativa del rendimiento hídrico a partir del tercer año post-manejo.

Estos resultados confirman la necesidad de mantener el monitoreo hidrológico en el largo plazo.

Evapotranspiración (ET)

La ET estimada por la ecuación de balance de masas para el periodo de calibración fue de 942 mm. El patrón de la ET es de aumento durante los veranos y decaimiento en el invierno, lo que implica una pérdida global de agua desde el ecosistema bosque a la atmósfera de 40% en relación a la precipitación incidente (agua potencialmente disponible para el ecosistema). Estos resultados son

consistentes con datos obtenidos en estudios realizados en bosques templados chilenos (Díaz g. 2007, Oyarzún et al. 2011).

Los valores de ET estimados en este estudio deben entenderse como la suma de la transpiración de los árboles y la evaporación desde todos los estratos del bosque, desde el piso a las copas de los árboles. Esta estimación incorpora el cambio en el contenido de humedad del suelo y asume que el patrón de oscilación en la profundidad de la napa freática es equivalente cada temporada.

La ET es una variable fundamental en la regulación del flujo hídrico en un ecosistema boscoso (Díaz et al. 2007). Está influida por diversos factores, destacando para la cubierta vegetal las características fisiológicas, el estado de desarrollo y el grado de cobertura del suelo (Huber e Iroumé 2001). En zonas de bosques templados se reconoce que la intercepción es un adicional a la evapotranspiración total (Huber e Iroumé 2001, Oyarzún et al. 2011) y los principales factores vegetacionales que la influyen son la composición florística, densidad, cobertura de copas, estructura del dosel, ángulo de inserción de las ramas al fuste, características de los fustes y de la corteza (Huber e Iroumé 2001), además de la presencia y cantidad de líquenes y musgos epífitos.

Basado en los estudios previos (Lara et al. 2009, Oyarzún et al. 2009) se espera un incremento en el rendimiento hídrico en la microcuenca con bosque manejado, especialmente en los meses de verano. Esto porque uno de los factores principales es la ET (Díaz et al. 2007), que es afectada por la cobertura de copas o el área basal a nivel de rodal, además de las características fisiológicas de als especies vegetales (Huber e Iroumé 2001).

El manejo de bosques secundarios puede modificar la mayoría de los factores descritos para incrementar los atributos de bosques antiguos en estos ecosistemas, aplicando técnicas silvícolas que permitan de manera simultánea disminuir la abundancia de especies con mayor ET, como la pionera Nothofagus (Huber et al. 1983) y eliminar área basal que afecta la intercepción de copas y el grado de cobertura de suelo. El cambio en la composición de especies hacia un estado sucesional más avanzado implica un menor consumo de agua porque las especies propias de este estado (p.e. Aextoxicon punctatum, Laureliopsis philippiana y Gevuina avellana) presentan bajas tasas de transpiración y valores altos de eficiencia en el uso del agua (Huber et al. 1986, Oyarzún et al. 2012), comparado con especies pioneras de rápido crecimiento del género Nothofagus (Huber et al. 1983).

Características del suelo y su contenido de agua

El suelo de la cuenca es rojo arcilloso, moderadamente profundo a profundo (mayor a 1 m), y en algunas partes muy puntuales (ladera alta) de las microcuencas se observó afloramientos de conglomerado metamórfico. La textura es franca a franco-arcillosa en profundidad. En los primeros centímetros del horizonte A (0 a 3 cm), producto de la mezcla de materia orgánica y suelo mineral, se origina una estructura grumosa bien diferenciada que disminuye en profundidad. Con respecto al mantillo tiene aproximadamente 3 cm promedio de espesor y está compuesto por hojas, ramillas y otros restos vegetales en distinto grado de descomposición. Las características del mantillo y del sotobosque son importantes en la reducción de disminución de la energía cinética de la lluvia y en los procesos de escorrentía superficial.

Bonelli y Schlatter (1995) determinaron que los suelos arcillosos de la zona centro sur de Chile tienen una porosidad gruesa entre un 15 y 22% y el volumen total de poros varía entre un 53 y 68%. La porosidad gruesa es importante porque entrega antecedentes de la capacidad de infiltración del suelo, que se ve fuertemente limitada con un volumen menor a un 10% de porosidad gruesa. Por otra parte el volumen total de poros representa la capacidad de almacenamiento y movimiento del agua en el suelo (Schlatter et al. 2003).

Transporte de sedimentos en los efluentes

La dinámica de sedimentos en el periodo de calibración (figura 5) se comportó de manera consistente

con estudios realizados en el hemisferio norte (Gomi et al. 2005, Karwan et al. 2007). Una vez construido el camino se produjo un aumento en el transporte de sólidos suspendidos durante tormentas, consistentes con los valores propuestos en otros estudios (Hassan et al. 2005, Gomi et al. 2005, Karwan et al. 2007). Resultados preliminares de este estudio indican un aumento de 4 veces en la concentración de sólidos suspendidos en la cuenca manejada en relación a la cuenca de referencia, valor que aumenta en relación al periodo de calibración. Sin embargo es necesario continuar con el monitoreo para conocer el impacto del manejo forestal.

Figura N°5: Concentración de sedimentos durante eventos de lluvia

Las tasas de recuperación a las condiciones pre-intervención son variables y parecen depender de la naturaleza de la perturbación, en particular si el aumento de la producción de sedimentos se asocia con el manejo o con una perturbación secundaria como el movimiento en masa, donde los caminos son la fuente dominante de la exportación de sedimentos; la recuperación parece ocurrir dentro de dos o tres años después que los caminos dejaron de ser transitados (Gomi et al. 2005).

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disturbance early early-mid mid mid-late late disturbance early early-mid mid mid-late late

VI. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

Las microcuencas tiene similitud hidrológica, ya que cumplen con los parámetros de similitud cinemática, geométrica y dinámica, por lo tanto son adecuadas para realizar el estudio bajo la metodología de cuencas pareadas.

Si consideramos la naturaleza multipropósito de un bosque, es fundamental conocer los impactos de las actividades de manejo sobre funciones clave como el suministro de agua.

La ET es la principal fuente de consumo de agua en una cuenca forestal (Ward y Trimble 2004), y la regulación de caudales depende de las variaciones en ET causado por la cubierta forestal, los cambios en la composición de las especies y los atributos de bosques antiguos (p.e. estructura vertical, abundancia de epífitas, legados biológicos).

Con los antecedentes mencionados se puede hipotetizar que los bosques secundarios sometidos a manejo tendrán un mayor rendimiento hidrológico comparado con bosques del mismo tipo sin manejo (figura 6), debido a los atributos de estructura, composición y fisiolología, propios de bosques en estado sucesional tardío, y a una menor intercepción.

Las características del suelo y el bosque hacen que este ecosistema funcione como una esponja, es decir, son capaces de captar y almacenar el agua de las precipitaciones en el suelo, para posteriormente entregarla a los cursos de agua de las cuencas en los periodos sin lluvia. De esta forma los suelos son un reservorio o “almacén” natural de agua.

La producción de sedimentos en suspensión, relacionado con el caudal medio, es un buen índice para medir erosión. Sin embargo, las características físicas y químicas de estos son importantes, ya que afectan el transporte y depositación.

Es necesario monitorear en el largo plazo la dinámica de caudales y sedimentos, ya que el impacto inmediato detectado es esperable, pero lo relevante es el tiempo que le toma al ecosistema volver al estado previo a la intervención. De esta forma un estudio de largo plazo permite aportar antecedentes sobre la resiliencia de un ecosistema de este tipo, de gran abundancia e importancia en el sur de Chile.

Figura N°6: Modelo conceptual de un ecosistema forestal (a) sin manejo y (b) manejado

Uno de los objetivos del manejo en el siglo XXI debe ser mantener la resiliencia del ecosistema, definida como la capacidad de recuperación de los ecosistemas y su biodiversidad frente a las perturbaciones antrópicas, sin que esto determine un cambio hacia un estado alternativo diferente (Drever et al. 2006). El manejo forestal bajo criterios ecológicos propone mantener, durante todo el ciclo de desarrollo del bosque post-intervención, estructuras orgánicas vivas y muertas del bosque

original, tales como árboles caídos, árboles en pie vivos, muertos o decadentes de diferentes especies, clases de tamaño y posición en el dosel (Donoso 1989, Armesto et al. 1998).

Estos componentes estructurales, propios de bosques antiguos, proveen hábitat críticos para muchas especies de animales, incluyendo mamíferos, aves e invertebrados, además de favorecer los procesos de mineralización de nutrientes, que contribuyen a recuperar el balance nutricional del ecosistema después de las pérdidas debido a la extracción de biomasa (Armesto et al. 1998). El manejo de bosques secundarios puede modificar la mayoría de los parámetros del bosque, pero se deben aplicar tratamientos silvícolas que permitan cumplir con múltiples objetivos, como la disminución de la ET y la intercepción, más que enfocarse en objetivos puramente madereros.

Es necesario continuar con el monitoreo hidrológico para cuantificar las funciones ecosistémicas de las microcuencas, ya que resulta de gran relevancia identificar (entre otros) el servicio ecosistémico de provisión de agua para consumo humano y determinar el necesario equilibrio entre la eficiencia productiva de este (y otros) servicios y la resiliencia de los ecosistemas. Por esto se recomienda continuar con este estudio en el largo plazo, estableciendo los mecanismos institucionales y financieros para tal efecto.

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