RIESGO DE PÉRDIDA DEL SERVICIO ECOSISTÉMICO INTERMEDIO DE CONTROL DE EROSIÓN POR CAMBIOS EN EL CAPITAL NATURAL DEL SUELO. CASO DE ESTUDIO: CUENCA DE RIOGRANDE

Autor

Machado Charry, Jenny*; VillegasPalacio**, Clara; Loaiza Usuga, Juan**.

* Estudiante de Doctorado en Ingeniería – Recursos Hidráulicos. ** Profesor Asociado. Facultad de

Minas. Universidad Nacional de Colombia, Sede Medellín

I. PRESENTACIÓN

El siguiente trabajo corresponde a un avance teórico y metodológico del proyecto de Tesis Doctoral en ejecución denominado “Riesgo de pérdida del servicio ecosistémico intermedio de control de erosión por cambios en el capital natural del suelo. Caso de estudio: Cuenca de Riogrande, Departamento de Antioquia”, esta investigación pertenece al Programa CTI ejecutado por redes de Conocimiento COLCIENCIAS (Departamento Administrativo de Ciencia, Tecnología e Innovación), titulado “Programa de investigación en la gestión del riesgo asociado con cambio climático y ambiental en cuencas hidrográficas”.

Para evaluar el riesgo de pérdida de un servicio ecosistémico, específicamente para este caso, un servicio prestado por el suelo como es el control de la erosión, se retoman dos campos de la investigación principales, los servicios ecosistémicos de regulación asociados al suelo y los modelos de riesgo por cambio ambiental, la información obtenida de estos campos, permite la espacialización de áreas en una cuenca de orden regional, con diferentes grados de riesgo futuro por pérdida del servicio ecosistémico. El servicio ecosistémico denominado “control de la erosión” requiere para su definición y evaluación el conocimiento del Capital Natural del suelo (CNS) y su cambio en el tiempo antropogénico y la evaluación del riesgo de pérdida del servicio es posible a partir de la información de la Vulnerabilidad del CNS, que determina las condiciones actuales para la provisión del servicio frente a amenazas asociadas al cambio ambiental tanto de origen exógeno como endógeno.

II. OBJETIVOS DEL TRABAJO

El objetivo central de esta investigación es evaluar espacial y temporalmente el riesgo de la pérdida del servicio ecosistémico intermedio del control de la erosión hídrica, asociado a cambios en las coberturas. Para su consecución se trazaron cuatro objetivos específicos:

OE1: Construir un marco conceptual que permita la definición del control de la erosión como un servicio ecosistémico intermedio de regulación a partir del concepto de capital natural de los suelos y su vulnerabilidad. OE2: Elaborar un marco conceptual y metodológico para la evaluación del riesgo de pérdida del servicio ecosistémico intermedio de control de erosión válido para cuencas andinas.

OE3: Caracterizar el capital natural de los suelos en la zona de estudio en función de sus características físicas y químicas que determinan su vulnerabilidad frente a los cambios en las coberturas.

OE4: Evaluar la vulnerabilidad resultante del capital natural suelo en la zona de estudio a partir de los cambios de las coberturas.

OE5: Evaluar el riesgo de deterioro o pérdida del servicio ecosistémicos del control de erosión a partir de la vulnerabilidad del capital natural actual, bajo diferentes escenarios de cambios en las coberturas.

III. MARCO TEÓRICO

Con una mirada sistémica sobre la degradación de suelos por erosión, Nachtergaele et al. (2009) abordan el tipo de relación que existe entre los servicios ecosistémicos y la degradación de tierras, definiendo esta última como “la reducción de la capacidad de la tierra para proveer bienes y servicios ecosistémicos y asegurar sus funciones sobre un periodo de tiempo para sus beneficiarios”. Así dentro del grupo de los servicios de regulación provistos por los suelos, se encuentra el control de la erosión, la regulación del clima, la regulación hídrica, la regulación de gases y la regulación de la calidad del agua (Wallace 2007; Haygarth y Ritz 2009; Guerra et al. 2014), los cuales pueden verse amenazados por fenómenos derivados del cambio ambiental, y que a su vez potencialmente afectan de manera negativa la estructura y el funcionamiento de los ecosistemas (Robinson, et al, 2013; Collins et al, 2012; Dominati, et al., 2010).

Con el fin de diseñar programas de gestión y manejo del ecosistema suelo que prevengan la pérdida o deterioro de tales servicios se hace necesario conocer dos aspectos fundamentales. En primer lugar es necesario conocer los posibles escenarios de cambio ambiental que afectan el capital natural como son los asociados a los diferentes usos de los suelos con las respectivas modificaciones en las coberturas de la tierra (Burkhard et al., 2012; van Oudenhoven et al., 2012; Collins et al., 2011), llevando en últimas a la degradación o pérdida de servicios ecosistémicos con las consecuentes disminuciones de bienestar en los sistemas sociales (Füssel, 2007; Metzger et al., 2006; Olmos, 2001; Blaikie, 1996). El segundo aspecto, parte de la necesidad de definir indicadores ecológicos espacio – temporales con base en la evolución del CNS, que puedan evaluar el riesgo de pérdida o degradación en la provisión de los servicios provistos por los suelos, de tal forma que permitan diseñar políticas de manejo acordes con dicho riesgo (van Oudenhoven et al., 2012; Burkhard et al., 2010).

IV. ESTADO DE LA INVESTIGACIÓN

A continuación presenta el avance de la investigación específicamente en los dos primeros objetivos, que buscan definir marcos conceptuales relacionados a: Capital Natural del Suelo (CNS), servicios ecosistémico de regulación (SER), servicio ecosistémico de regulación de control de la erosión (SERCE) y vulnerabilidad del capital natural del suelo (VCNS), las definiciones presentadas a continuación son adaptadas a partir de los desarrollos teóricos actuales, que permiten posteriormente su uso para el desarrollo del marco conceptual de riesgo por perdida del SERCE. Finalmente se presenta un avance de la investigación referente a un marco metodológico para la evaluación del riesgo de pérdida del servicio ecosistémico intermedio de control de erosión, válido para cuencas de media montaña utilizando como caso de estudio la cuenca de Riogrande en el departamento de Antioquia.

1. Servicio Ecosistémico de Regulación de Control de la erosión (SERCE):

De acuerdo a Fisher (2009), los servicios ecosistémicos son los aspectos y características de un ecosistema que producen de forma activa o pasiva bienestar humano. Para este trabajo se retoma este marco conceptual el cual define dos características de los SE, primero son fenómenos ecológicos y segundo no tienen que ser utilizados directamente por el hombre, e incluyen la organización y estructura de los ecosistemas. En esta línea, es importante aclarar, que los procesos ecosistémicos son las interacciones (eventos, reacciones u operaciones) entre los elementos bióticos y abióticos de los ecosistemas que dan lugar a un resultado definitivo y donde, en términos generales, estos procesos implican la transferencia de energía y materiales, y mientras los elementos de los ecosistemas (bióticos y abióticos) son generalmente entidades tangibles descritos en términos de cantidad, los procesos son las operaciones y las reacciones que se describen en términos de tasas, de manera que mientras los procesos aseguran el funcionamiento del ecosistema, los servicios son los flujos derivados de los procesos (Wallace, 2007).

Siguiendo el llamado que hizo Daily (1997) sobre la importancia de caracterizar los servicios ecosistémicos proporcionados por los suelos (SES) y estudiar las interrelaciones entre ellos, Robinson et al. (2009) y Dominati et al. (2010), aportaron un enfoque muy importante a partir de diferenciar entre procesos y servicios ecosistémicos del suelo, vincularon éstos de manera integral a la base del conocimiento del capital natural del suelo (CNS).

Para este este trabajo, y retomando los avances de estos autores y otros se define CNS como los flujos constantes de energía y materiales que a partir de procesos físicos, químicos y biológicos permiten la formación de nuevo suelo, determinando i) las existencias de suelos, con sus respectivas propiedades inherentes y manejables, ii) los procesos de soporte que aseguran el funcionamiento del ecosistema, iii) la respuesta de este frente a procesos de degradación, y iv) la capacidad del suelo para proveerservicios ecosistémicos requeridos para un uso específico de la tierra (adaptado de Wallace, 2007; Palm et al., 2007; Dominati et al., 2010; Braat y de Groot, 2012; Robinson et al., 2013, Dickie, 2014; Hewitt et al., 2015).

A partir del enfoque de “Calidad del suelo” (USDA y NRCS 1999, 2001) se puede evaluar con el uso de indicadores físicos, químicos y biológicos del mismo, cuándo un tipo de suelo es más o menos vulnerable frente a un cambio. Sin embargo, dado que nuestro propósito es integrar estos conceptos al enfoque de CNS y SE es necesario considerar dos aspectos, primero el conocimiento de los tipos de propiedades del CNS que permiten caracterizarlo y cuantificarlo y el segundo es la evolución de éste en el tiempo, lo que definirá su vulnerabilidad y por ende su capacidad de prestación de servicios.

Con respecto al conocimiento de los tipos de propiedades del CNS, estudios anteriores han reconocido dos tipos de propiedades del CNS: las propiedades inherentes y las propiedades dinámicas o manejables (USDA y NRCS 2008; Robinson et al., 2009; Dominati et al. 2010; Samarasinghe et al. 2013). Las propiedades inherentes son inalterables porque no cambian considerablemente con el uso del suelo (por ejemplo: la textura, el tipo de arcilla, la mineralogía) y proporcionan un indicador del estado de las reservas de capital natural del suelo en un momento dado en el tiempo, y están en función de los factores formadores de los suelos.

Las propiedades dinámicas o manejables son aquellas que pueden cambiar con el uso o a través de las condiciones ambientales (por ejemplo: el contenido de materia orgánica, la actividad biológica, contenido de carbón estabilidad de los agregados, la infiltración, la fertilidad del suelo, la porosidad, la densidad aparente, la temperatura). Aunque varias propiedades dinámicas del suelo son evaluadas por los levantamientos de suelo, el efecto del uso del suelo sobre estas propiedades no se ha evaluado, ignorando la evolución en el tiempo del CNS (USDA y NRCS 2008; Hewitt et al. 2015).

Así mismo, Robinson et al. (2013), diferencian dos tipos de servicios ecosistémicos de los suelos, los servicios ecosistémicos intermedios (SEI), basados en la estructura y los procesos del capital natural, que incluyen los servicios de soporte y regulación, y que no tienen un beneficio directo reconocido a la antropósfera, y los servicios ecosistémicos finales (SEF), como son los de provisión y culturales, que proveen beneficios a los grupos sociales para ser disfrutados, consumidos o utilizados en pro de su bienestar (Boyd y Banzhaf 2007; Fisher et al. 2009).

Una vez comprendido que los servicios ecosistémicos asociados al CNS, son los flujos derivados del funcionamiento CNS, revisemos como se definen los servicios de regulación y para ello encontramos que los servicios de regulación inicialmente fueron definidos inicialmente por De Groot (2002) como las “funciones de regulación” haciendo referencia a la capacidad de los ecosistemas para regular los procesos ecológicos esenciales y los sistemas de soporte de vida a través de ciclos biogeoquímicos y otros procesos de la biosfera, así como de mantener la salud de ecosistema. Posteriormente el MEA (2005) y el TEBB (2010) definen los servicios de regulación como los beneficios que obtienen las personas de los procesos de regulación de los ecosistemas que se relacionan con la capacidad del ecosistema de autorregulase, absorber las emisiones humanas, reciclarlas y permanecer estables, proporcionando las condiciones necesarias para la prestación de otros servicios.

Para este estudio se define, retomando estos avances conceptuales, el concepto de servicios de regulación del suelo (SRS), como los servicios que están basados en la estructura y los procesos del capital natural del suelo, que permiten al ecosistema autorregulase y permanecer estables, proporcionando las condiciones necesarias para la prestación de otros servicios y además que no tienen un beneficio directo a la antropósfera (adaptado de Robinson et al, 2013; MEA, 2005; TEEB, 2010).

Existen diferentes tipos de clasificación para los de servicios de regulación de los suelos (SRS) que depende del marco conceptual utilizado por diferentes autores y el objeto de la investigación, por ejemplo, para los suelos y usos de la tierra en el Reino Unido Haygarth y Ritz (2009), definieron los servicios de regulación del suelo como la calidad del agua, la regulación del suministro de agua, la regulación de gases, la regulación del clima y el control de la erosión, los cuales fueron retomados por la clasificación del MEA (2005) pero adaptados a nivel nacional. Mientras que autores como Dominati et al. (2010) con un enfoque más integral para el manejo del suelo, definen los siguientes servicios de regulación: mitigación de inundaciones, filtración de nutrientes, control biológico de plagas y enfermedades, reciclaje de residuos y desintoxicación, almacenamiento de carbono y regulación de gases como N2O y CH4.

Jónsson et al. (2016) realizaron una revisión de los autores que han trabajado directamente o mencionado en sus investigaciones los SES, con base en 4 cuatro criterios 1) la relación entre el capital natural del suelo y los SES, 2) clasificación de los diferentes servicios; 3) los potenciales beneficiarios de los SES y 4) la forma de valorar económicamente los beneficios. Y concluye que algunos de los marcos pueden cumplir con hasta tres de los criterios (Daily et al., 1997; Dominati et al, 2010), por lo tanto quedan cortos para valorar los SES de manera holística, además los marcos revisados fueron creados con diferentes objetivos específicos, por ejemplo, mirando a la gestión escenarios (Andrews et al., 2004), la importancia de la fauna del suelo en lo SES (Barrios, 2007; Lavelle et al., 2006), y las funciones de SE en el contexto de la producción agrícola (Sandhu et al, 2010; Swinton et al., 2007; Zhang et al., 2007).

Es así que para algunos autores el servicio ecosistémico de los suelos denominado como “control de la erosión”, es mencionado por ejemplo por Wall et al. (2004), a partir del papel especifico de la biota en éste; Haygarth y Ritz (2009), con una mirada hacia la función de retención suelo dentro de un ecosistema; Lavelle et al. (2006) desde la función de los invertebrados en la creación de rugosidades en la superficie del suelo y de estructuras biogénicas. En algunos marcos conceptuales este servicio es nombrado como “prevención de la erosión” (TEEB, 2010), o “regulación de la erosión” MEA (2005) desde la mirada del uso de la tierra y de manejo del cultivo que incrementa la degradación de los suelos, o como “retención de suelos” por Zhang et al. (2007) dando énfasis en la importancia del mantenimiento de la estructura del suelo para el manteniendo los nutrientes en su lugar y disponible para los cultivos, o como una categoría asociada a la regulación de flujos para la estabilización y el control de las tasas de erosión (HainesYoung et al., 2013).

Con una mirada de la valoración económica de los suelos, Jónsson et al. (2016) retoma los servicios definidos por Dominati et al. (2010) y para el caso del control de la erosión que es nuestro servicio de interés, queda incluido dentro del denominado control hidrológico el cual está definido como la regulación de la escorrentía del agua a través de su almacenamiento y retención, el cual disminuye el impacto de las inundaciones, la sequía y la erosión.

Por esta razón, desde el enfoque del marco conceptual del CNS y SE esta investigación requiere de un concepto más integral del servicio de control de la erosión, y por tal motivo para este trabajo se presenta la siguiente definición preliminar, encontrando que el servicio ecosistémico de regulación de control de la erosión (SERCE) es un servicio ecosistémico intermedio que depende del mantenimiento y funcionamiento de la estructura del CNS, determinado por el estado de las propiedades inherentes y dinámicas de éste y que permite la retención de suelos bajo los diferentes usos de la tierra, la disminución de la degradación de suelos por erosión y la prestación de otros servicios como los de provisión y culturales que son aprovechados directamente por el hombre.

Finalmente con base en este desarrollo conceptual, proponemos en la Figura 1 un esquema para representar la interrelación existente entre el CNS y la provisión de SERCE, al sistema social bajo el enfoque de cascada, y el cual muestra los diferentes vínculos entre el ámbito ecológico y social, mostrando cómo a partir del funcionamientodel CNS, éste se traduce en la oferta de SE, diferenciando los Servicios ecosistémicos intermedios (SEI) de los servicios ecosistémicos finales (SEF), que resultan desde el ámbito social, cómo los sistemas sociales aprovechan los SE para la satisfacción de necesidades. También se observa la incidencia sobre el CNS de la captura de dichos beneficios lo cual le confiere un carácter dinámico al análisis ya que implica la evaluación de cómo las acciones humanas influyen en las propiedades del CNS en el tiempo.

1. Riesgo de Pérdida del Servicio Ecosistémico de Regulación de Control de la Erosión (SERCE)

Para evaluar el riesgo de pérdida del SERCE, debemos comprender el concepto de riesgo y para ello partimos del modelo conceptual de Cardona (2006), donde el riesgo es función de dos variables: la amenaza Ai, entendida como la probabilidad de que un suceso con intensidad mayor o igual a i se presente durante un periodo de tiempo t, y la vulnerabilidad Ve, entendida como la predisposición intrínseca de un elemento e a ser afectado, o de ser susceptible a sufrir un daño ante la ocurrencia de un suceso con intensidad i, así:

Riet = F (Ai,Ve)t

Dentro de esta ecuación, la amenaza se entiende como un evento físico potencialmente dañino (EIRD, 2009) cuya calificación y grado de peligrosidad está determinada por la exposición de los elementos en condiciones de vulnerabilidad dentro de su área de afectación o incidencia (Narváez et al., 2009).

Las amenazas dentro del enfoque de los servicios ecosistémicos corresponden a los posibles escenarios de cambio ambiental, el cual es definido como el resultado de las consecuencias directas e indirectas no solo del cambio climático sino de las actividades humanas (Gardi et al., 2014; Millennium Ecosystem Assessment; 2005; Steffen et al., 2005), generando cambios de orden exógenos (i.e. cambio climático) o endógenos (i.e. cambio en los usos del suelo), estos últimos con las respectivas modificaciones en las coberturas vegetales (Collins et al. 2011 Burkh;ard et al. 2012; Van Oudenhoven et al. 2012).

Para la presente investigación, la amenaza a la cual está enfrentado el CNS está dada por la transición en las coberturas de la tierra, lo que conlleva entonces a evaluar la vulnerabilidad del CNS frente a la dinámica de dichas coberturas, en un tiempo antropogénico estimado y para un espacio específico. Diversos autores han presentado diferentes conceptualizaciones y terminologías sobre el concepto de vulnerabilidad, especialmente en las investigaciones dirigidas al cambio climático global, para diferentes contextos sociales y ambientales y a diferentes escalas, utilizando generalmente los términos de exposición, sensibilidad, capacidad de adaptación, potencial de impacto y resiliencia, para luego involucrarlos como variables o factores de la vulnerabilidad de los sistemas socioecológicos potencialmente afectados (Adger, 2006; Füssel, 2007; Metzger et al., 2005; Turner et al., 2003). Metzger et al. (2006) definen la vulnerabilidad ecosistémica como el grado en que un servicio ambiental es sensible al cambio global y De Lange et al. (2010), como el potencial de un ecosistema para responder ante un vector de cambio en un determinado tiempo y espacio.

En línea con lo anterior, pero en el contexto del análisis del SERCE, se define la vulnerabilidad del capital natural del suelo (VCNS) como la capacidad del CNS, para garantizar su funcionamiento y la prestación de servicios ecosistémicos, frente a las amenazas asociadas al cambio ambiental. Dicha capacidad de respuesta está en función de sus propiedades inherentes y dinámicas, y de los cambios del cambio en el uso del suelo para un espacio y tiempo determinado (adaptado de Metzger, 2006; De Lange et al., 2010; Turner, 2010, Gunderson et al, 2002).

De esta forma para un análisis de riesgo de pérdida de un servicio ecosistémico se requiere comprender cómo diferentes tipos y niveles de amenaza inciden sobre la vulnerabilidad del capital natural del suelo (VCNS), y para ellos es indispensable cuantificar las reservas del capital natural para determinar sus transformaciones en el tiempo y su capacidad para la prestación de servicios a sistemas sociales para un periodo dado.

Con respecto a las transformación el CN en el tiempo, Robinson et al. (2012) señalan que el CNS se puede transformar en escalas de tiempo antropogénicas generando cambios de estado del mismo y determinando a su vez cambios en los servicios ecosistémicos ofrecidos por él (Robinson et al., 2012). Definiendo los estados posibles del CNS:

(i) El estado “inherente” que podría pensarse como un estado no perturbado, cuando no ha habido cambios en las características de usos y coberturas de la tierra que hayan inducido a modificaciones en las propiedades dinámicas del capital natural suelo,

(ii) El estado “actual” correspondiente al estado real o presente, tras los cambios de los usos y las coberturas de la tierra en un tiempo dado que generan cambios en las propiedades dinámicas del CNS y uso del suelo.

(iii) El Estado futuro o alcanzable que hace una proyección del CNS bajo diferentes escenarios de uso y cobertura con sus consecuentes cambios en las propiedades dinámicas. De esta forma, los cambios de estado responden a la respuesta de las propiedades dinámicas de dicho capital por la actividad antropogénica y determinan el incremento o la pérdida de los servicios ecosistémicos.

En línea con lo anterior y considerando los estados del CNS definidos por Robinson et al (2012) se pueden definir dos tipos de vulnerabilidad del CNS como se presenta en la Figura 2.

i) La vulnerabilidad inherente está asociada con el estado inherente del CNS en donde las propiedades dinámicas no han sido modificadas por cambios en las coberturas vegetales y uso del suelo.

ii) La vulnerabilidad actual del CNS corresponde al estado actual del capital natural posterior a los cambios de las coberturas vegetales y uso en el tiempo y que se refleja en las propiedades dinámicas del CNS.

2. Marco metodológico para la evaluación del riesgo de pérdida del servicio ecosistémico intermedio de control de erosión.

Actualmente, algunos trabajos han evolucionado tanto en la evaluación como en el mapeo del SE del suelos, con respecto al SE de control de la erosión, autores como Fuet al. (2011), proponen para la meseta de la China un indicador del Servicio de Control de la erosión a partir de la Ecuación Universal de Pérdida del Suelo (USLE, Wischmeier y Smith, 1965); Guerra et al. (2014, 2016) van más allá para el caso de la municipalidad de Portel en Portugal, y en los países europeos del Mediterráneo, incorporando los conceptos la provisión actual del servicio ecosistémico y la capacidad de provisión del servicio, en función de la identificación del impacto estructural del suelo y el impactomitigado utilizando también la Ecuación Universal de Pérdida del Suelo. Más recientemente Hewit (2015) hizo la evaluación del CNS para 5 servicios asociados con la filtración de nutrientes para la cuenca de Wairarapa en Nueva Zelanda, basado en los principios de la evaluación de tierras (FAO, 1976), donde se definen valores de referencia que se derivan a partir de una curva de respuesta de la prestación del servicio a poblaciones de suelo para un uso específico del suelo y Jones et al. (2016) muestra las diferentes interrelaciones entre los atributos del CNS para la prestación del servicio de aprovisionamiento del cultivo de maíz.

Si el CNS es un activo natural, el perfil del suelo (pedones) es considerado como la unidad básica de este activo (Hewit et al., 2015), es allí donde bajo diferentes usos del suelo se pueden evaluar sus propiedades que permitan diferenciar y establecer las relaciones entre ellas que determinen la vulnerabilidad inherente y actual de este. Por lo tanto, para lograr avanzar en modelos de riesgo que permitan estimar la probabilidad de pérdida de dicho servicio para una cuenca hidrográfica con diferentes tipos de suelo, se presenta a continuación una propuesta para evaluar el cambio del servicio en el tiempo, a partir de cinco etapas metodológicas, con base en el conocimiento de las reservas del CNS y su vulnerabilidad y que actualmente se está llevando a cabo en la cuenca de Riogrande en el departamento de Antioquia:

Etapa 1. Evaluación de la Vulnerabilidad actual (Va). Se lleva a cabo a partir del conocimiento del CNS y de sus propiedades inherentes y dinámicas mediante el levantamiento de los perfiles tipo bajo las transiciones de cobertura más representativas para cada tipo de suelo. Por ejemplo, zonas donde siempre ha habido bosque, zonas que han pasado de bosque a pasto y zonas que han pasado de bosque a cultivos.

La descripción de los perfiles se realiza de acuerdo con el “Soil Survey Manual” (Soil Survey Division Staff, 1993), y la clasificación taxonómica de acuerdo con “Key to Soil Taxonomy” (USDA y NRCS, 2014), teniendo como principal criterio la relación suelo – relieve (USDA y NRCS, 2014). Cuando las propiedades dinámicas de orden físico, químico e hidrológico son obtenidas bajo las transiciones de cobertura evaluadas se asume que son un indicador de la vulnerabilidad actual del CNS frente a procesos que inciden en el control de la erosión. Dentro de estas propiedades dinámicas se pueden considerar contenido de materia orgánica, pH, densidad aparente, estabilidad de agregados, contenido de humedad, retención de humedad, infiltración, la conductividad hidráulica y resistencia a la penetración ( Pla I Sentis, 2010 a; Pla I Sentis, 2010 b; Richter et al. 2011, Adhikari et al, 2016; Palm, 2007; Gugino et al, 2009).  A continuación se muestran los procedimientos de laboratorio utilizados para el análisis de las muestras de suelo de los perfiles tipo para la zona de estudio.

Metodologías de laboratorio utilizadas para el análisis de muestra

Etapa 2. Elaboración de un mapa de erosión observada (Eobs): Por medio de la construcción de un mapa de procesos erosivos actuales, elaborado a partir de la utilización de sensores remotos, se identifican las zonas críticas afectadas por el fenómeno de erosión hídrica. Estas zonas deben ser validadas mediante un análisis temporal del fenómeno utilizando el mismo sensor remoto, validado mediante un trabajo de campo, que permitirá chequear estas áreas críticas por procesos erosivos. Esta fase arrojará como resultado un mapa de procesos erosivos para la cuenca con diferentes grados de erosión hídrica observada (Eobs).

Etapa 3. Elaboración de un mapa de erosión futura teórica (Ef): Dado que la vulnerabilidad actual corresponde al conjunto de propiedades dinámicas del suelo asociadas a los cambios en las coberturas durante los últimos años, la información obtenida de la medición de dichas propiedades permite elaborar un mapa de erosión futura teórica, utilizando información de escenarios futuros de coberturas vegetales y de cambio climático/variabilidad climática (cambios de precipitación y temperatura).

Estas propiedades dinámicas actuales que reflejan la vulnerabilidad actual, alimentan modelos de erosión tanto de base física como empírica (el tipo de modelo se selecciona de acuerdo al tipo de información obtenida y la calidad de información secundaria), que permiten la representación cartográfica dentro de la cuenca de zonas con diferentes grados de erosión, de acuerdo a las tasas de erosión mínima y máxima.

Etapa 4. Construcción del mapa de cambio en el servicio ecosistémico intermedio del control de erosión, asociado a cambios en las coberturas de la tierra. A partir de la comparación entre el mapa de erosión observada (Eobs) y el mapa de erosión futura teórica (Ef) pueden identificarse tres tipos de zonas en la cuenca:

 Zonas donde la erosión futura teórica es mayor que la erosión observada (Ef > Eobs). En estas zonas podemos decir que habrá una pérdida del servicio intermedio de control de la erosión.

 Zonas donde el grado de erosión futura teórica es menor que el grado de erosión observada (Ef <Eobs) En estas zonas podemos hablar de la recuperación de servicio ecosistémico intermedio de control de la erosión.

 Zonas donde el grado de erosión futura teórica es igual que el grado de erosión observada (Ef = Eobs). En estas zonas el servicio ecosistémico de control de erosión permanece constante.

V. Aportes de la investigación a la toma de decisiones y a la investigación a los temas de la región.

Colombia es uno de los 196 países que se ha adherido a la Convención de Lucha contra la Desertificación y la Sequía (UNCCD), y en su Marco Normativo el Decreto Ley 2811 de 1974, especifica que el uso de los suelos debe realizarse de acuerdo con sus condiciones y factores constitutivos y que se debe determinar el uso potencial y clasificación de los suelos según los factores físicos, ecológicos, y socioeconómicos de la región. A partir de la Ley 461 del 4 de agosto de 1998, se le permitió al país generar políticas y acciones conducentes al control, recuperación, conservación y manejo de los suelos y tierras del país y surge el Protocolo Nacional de degradación de Suelos por Erosión (MAVT, et al., 2011), siendo el primer ejercicio de orden nacional para la caracterización del fenómeno de degradación por erosión. Sin embargo, el mismo protocolo menciona que hay vacíos actuales frente a la caracterización integral del fenómeno bajo diferentes escenarios de cambio ambiental con una mirada ecosistémica.

La anterior mirada, se suma a la Política para la Gestión Integral Ambiental del Suelo (GIAS) (MADS y UN, 2013), que destaca el papel que desempeñan los suelos, cumpliendo funciones y prestando servicios ecosistémicos vitales para la sociedad y el planeta, planteando de esta forma el objetivo específico de promover y fortalecer acciones de conservación y manejo sostenible de los suelos de manera que puedan cumplir sus funciones y servicios ecosistémicos.

Pocos estudios han relacionado las propiedades del suelo con los servicios ecosistémicos, ya que la mayoría de ellos carecen de un componente de suelo o este es poco definido o demasiado generalizado (Adhikari et al., 2016), en la mayoría de los estudios se utilizan variables proxy para modelar escenarios futuros del mapeo de los SES, como son los cambios de las coberturas y el uso del suelo, en lugar de utilizar información directa de la propiedades del suelo como esta investigación propone, con las cuales solo así es posible hacer una evaluación de la VCNS, lo que apuntaría a conocer mejor el grado de prestación de los servicios analizados.

VI. Bibliografía

ADHIKARI, K, y HARTEMINK A. 2016. “Linking Soils to Ecosystem Services — A Global Review.” Geoderma 262 (January): 101–11. doi:10.1016/j.geoderma.2015.08.009

ALMOROX, J., DE ANTONIO, R., SAA, A., CRUZ DIAZ, M. y GASCO, J. Métodos de estimación de la erosión Hídrica. Editorial Agrícola Española, S.A. MadridEspaña, 1994.

ADGER, W. N. 2006. “Vulnerability”. Global Environmental Change 16(3):268–281.

ANDREWS, S.S., KARLEN, D.L., CAMBARDELLA, C.A., 2004. “The soil management assessment framework: a quantitative soil quality evaluation method”. Soil Sci. Soc. Am. J. 68, 1945–1962.

BARRIOS, E. 2007. “Soil biota, ecosystem services y land productivity”. Ecological Economics 64(2):269–285.

BLAIKIE, P., CANNON, T., DAVIS, I. y WISNER, B. 1996. Vulnerabilidad. El entorno social, político, y económico de los desastres. Red de Estudios Sociales en Prevención de Desastres en América Latina. La RED. Editorial Tercer Mundo Editores. Colombia. 374 p.

BOYD, J., y S. BANZHAF. 2007. “What are ecosystem services? The need for standardized environmental accounting units”. Ecological Economics 63(23):616–626.

BURKHARD, B., F. KROLL, S. NEDKOV, y F. MÜLLER. 2012. “Mapping ecosystem service supply, demand and budgets”. Ecological Indicators 21:17–29.

BRAAT, L.C., y DE GROOT, R. 2012. “The ecosystem services agenda: bridging the worlds of natural science and economics, conservation and development, and public and private policy”. Ecosystem Services 1, 4–15. doi:10.1016/j.ecoser.2012.07.011

CARDONA, O., 2005. Midiendo lo inmedible. Recuperado 25/07/2016. On line in: http://www.desenredando.org/public/articulos/2007/articulos_omar/Midiendo_lo_inmedible_ODC_LaRed.p df

COLLINS, S. L., S. R. CARPENTER, S. M. SWINTON, D. E. ORENSTEIN, D. L. CHILDERS, T. L. GRAGSON, N. B. GRIMM, J. M. GROVE, S. L. HARLAN, J. P. KAYE, A. K. KNAPP, G. P. KOFINAS, J. J.MAGNUSON, W. H. MCDOWELL, J. M. MELACK, L. A. OGDEN, G. P. ROBERTSON, M. D. SMITH,AND A. C. WHITMER. 2011. “An integrated conceptual framework for longterm social–ecologicalresearch”. Frontiers in Ecology and the Environment 9(6):351–357.

COSTANZA, R., R. D’ARGE, R. DE GROOT, S. FARBER, M. GRASSO, B. HANNON, K. LIMBURG, S.NAEEM, R. V. O’NEILL, J. PARUELO, R. G. RASKIN, P. SUTTON, AND M. VAN DEN BELT. 1997. “The value of the world’s ecosystem services and natural capital”. Nature 387(6630):253–260.

DAILY, G.C., 1997. Nature’s Services: Societal Dependence on Natural Ecosystems. Island Press, Washington. 415 pag.

DE GROOT, R.S., ALKEMADE, R., BRAAT, L., HEIN, L., WILLEMEN, L., 2010. “Challenges in integrating the concept of ecosystem services and values in landscape planning, management and decision making”.Ecol. Complex. 7, 260–272. doi:10.1016/j.ecocom.2009.10.006

DE GROOT, R.S., WILSON, M.A., BOUMANS, R.M., 2002. “A typology for the classification, description and valuation of ecosystem functions, goods and services”. Ecol. Econ. 41, 393–408.

DICKIE, I., P. CRYLE, AND L. MASKELL. 2014. Developing the evidence base for a Natural Capital Asset Check: What characteristics should we understand in order to improve environmental appraisal and natural income accounts? UK National Ecosystem Assessment Recuperado 25/07/2016. On line in:http://uknea.unepwcmc.org/LinkClick.aspx?fileticket=ALFqJld0K8o%3d&tabid=82

DE LANGE, H. J., S. SALA, M. VIGHI, AND J. H. FABER. 2010. “Ecological vulnerability in risk assessment — A review and perspectives”. Science of The Total Environment 408(18):3871–3879.

DOMINATI, E., M. PATTERSON, AND A. MACKAY. 2010. “A framework for classifying and quantifying the natural capital and ecosystem services of soils”. Ecological Economics 69(9):1858–1868.

EIRD, 2009. Informe de evaluación global sobre la reducción del riesgo de desastres. Naciones Unidas,Ginebra, Suiza.

FISHER, B., TURNER, R.K., 2008. “Ecosystem services: classification for valuation”. Biol. Conserv. 141,1167–1169.

FISHER, B., TURNER, R.K., MORLING, P., 2009. “Defining and classifying ecosystem services for decision making”. Ecol. Econ. 68, 643–653. doi:10.1016/j.ecolecon.2008.09.014

FÜSSEL, H.M.,2007. “Vulnerability: A generally applicable conceptual framework for climate change research”. Glob. Environ. Change 17, 155–167. doi:10.1016/j.gloenvcha.2006.05.002

GARDI, C., ANGELINI, M., BARCELÓ, S., COMERMA, J., CRUZ GAISTARDO, C., ENCINA ROJAS, A., JONES, A., KRASILNIKOV, P., MENDONÇA SANTOS BREFIN, M.L., MONTANARELLA, L., MUNIZ UGARTE, O., SCHAD, P., VARA RODRÍGUEZ, M.I., VARGAS, R. (EDS), 2014. Atlas de suelos de América Latina y el Caribe. Comisión Europea Oficina de Publicaciones de la Unión Europea, L2995 Luxembourg, 176 p.

GUERRA, C. A., T. CORREIAPINTO,y M. METZGER. 2014. “Mapping Soil Erosion Prevention Using a Ecosystem Service Modeling Framework for Intergrated Land Management and Policy”. Ecosystems 17:878–889.

GUGINO, B. K., AND NEW YORK STATE COLLEGE OF AGRICULTURE AND LIFE SCIENCES. 2007. Cornell Soil Health Assessment Training Manual. Cornell University College of Agriculture and Life Sciences, Geneva, NY.

GUNDERSON, L., AND C. . HOLLING. 2002. Panarchy: Understanding Transformations in Human and Nature. Island Press. Washington, DC. 448 pag.

HAINESYOUNG, R., AND M. POTSCHIN. 2013. Common International Classification of Ecosystem Services (CICES): Consultation on Version 4. Recuperado 25/07/2016. On line in: https://www.cices.eu

HAYGARTH, P. M., AND K. RITZ. 2009. “The future of soils and land use in the UK: Soil systems for the provision of landbased ecosystem services”. Land Use Policy 26:S187–S197.

HEWITT, A., E. DOMINATI, T. WEBB, AND T. CUTHILL. 2015. “Soil natural capital quantification by the stock adequacy method”. Geoderma 241242:107–114.

JONES, L., L. NORTON, Z. AUSTIN, A.L. BROWNE, D. DONOVAN, B.A. EMMETT, Z.J GRABOWSKI, ET AL. 2016. “Stocks and Flows of Natural and HumanDerived Capital in Ecosystem Services.” Land Use Policy 52 (March): 151–62. doi:10.1016/j.landusepol.2015.12.014.

JÓNSSON, J. AND DAVÍÐSDÓTTIR D. 2016. “Classification and Valuation of Soil Ecosystem Services.” Agricultural Systems 145 (June): 24–38. doi:10.1016/j.agsy.2016.02.010.

LAVELLE, P., T. DECAËNS, M. AUBERT, S. BAROT, M. BLOUIN, F. BUREAU, P. MARGERIE, P. MORA, AND J.P. ROSSI. 2006. “Soil invertebrates and ecosystem services”. European Journal of Soil Biology 42:S3–S15.

MINISTERIO DE AMBIENTE VIVIENDA Y DESARROLLO TERRITORIAL. (MAVDT), INSTITUTO GEOGRÁFICO AUGUSTIN CODAZZI (IGAC) INSTITUTO DE HIDROLOGÍA, METEOROLOGÍA Y ESTUDIOS AMBIENTALES (IDEAM). (2010). Protocolo para la identificación y evaluación de los procesos de degradación de suelos y tierras por erosión.

METZGER, M. J., M. D. A. ROUNSEVELL, L. ACOSTAMICHLIK,R. LEEMANS, y D. SCHRÖTER. 2006.“The vulnerability of ecosystem services to land use change. Agriculture”. Ecosystems & Environment 114(1):69–85. METZGER, M. J., R. LEEMANS, y D. SCHRÖTER. 2005. “A multidisciplinary multiscale framework for assessing vulnerabilities to global change”. International Journal of Applied Earth Observation and Geoinformation 7(4):253–267.

MILLENNIUM ECOSYSTEM ASSESSMENT. 2005. Ecosystems and Human Wellbeing: Synthesis. Island Press. Washington, DC. 155 pag.

NACHTERGAELE F, BIANCALANI R, BUNNING S. (2009). The Land Degradation Assessment in Drylands (LADA) project 2009. En ImErb R, Niino Y, Sombatpanit S, Biancalani R (Eds.) 2730/04/2009.RAP Publication 2009/16. Regional Office for Asia and the Pacific. FAO. Bangkok, Tailandia. pp. 715. www.fao.org/ docrep/012/i1067e/i1067e00.htm.

NARVÁEZ, L., LAVELL, A., PÉREZ ORTEGA, G., 2009. La Gestión del Riesgo de Desastres: un enfoque basado en procesos. Secretaría General de la Comunidad Andina. PREDECAN. Lima. 102p.

OLMOS, S., 2001. Vulnerability and Adaptation to Climate Change: Concepts, Issues, Assessment Methods. Climate Change Knowledge Network Foundation Paper. 20p. Recuperado 25/07/2016. On line in:http://www.start.org/Projects/AIACC_Project/meetings/Trieste_02/trieste_cd/Resource_Materials/CCKN.pdf

PALM, C., P. SANCHEZ, S. AHAMED, AND A. AWITI. 2007. SOILS: A Contemporary Perspective.Annual Review of Environment and Resources. The Earth Institute at Columbia University, Lamont Campus, Palisades, New York.35 pag.

PLA I SENTIS, I. 2010a. “Medición y evaluación de propiedades físicas de los suelos: dificultades y errores más frecuentes. I Propiedades mecánicas”. Revista Suelos Ecuatoriales. 40 (2): 75 93.

PLA I SENTIS, I. 2010b. “Medición y evaluación de propiedades físicas de los suelos: dificultades y errores más frecuentes. II Propiedades Hidrológicas”. Revista Suelos Ecuatoriales. 40 (2): 94 127.

PERROUX, K.M., AND I. WHITE. 1988. “Designs for disc permeameters”. Soil Sci. Soc. Am. J. 52:12051215.

RICHTER, D. DEB., A. R. BACON, L. M. MEGAN, C. J. RICHARDSON, S. S. ANDREWS, L. WEST, S.WILLS, S. BILLINGS, C. A. CAMBARDELLA, N. CAVALLARO, J. E. DEMEESTER, A. J.FRANZLUEBBERS, A. S. GRANDY, S. GRUNWALD, J. GRUVER, A. S. HARTSHORN, H. JANZEN, M.G. KRAMER, J. K. LADHA, K. LAJTHA, G. C. LILES, D. MARKEWITZ, P. J. MEGONIGAL, A. R.MERMUT, C. RASMUSSEN, D. A. ROBINSON, P. SMITH(PLA, 2010 A;PLA, 2010 B;, C. A. STILES, R.L. TATE, A. THOMPSON, A. J. TUGEL, H. VAN ES, D. YAALON, AND T. M. ZOBECK. 2011.Human–Soil Relations are Changing Rapidly: Proposals from SSSA’s CrossDivisional Soil Change Working Group. Soil Science Society of America Journal 75(6):2079.

ROBINSON, D. A., N. HOCKLEY, D. M. COOPER, B. A. EMMETT, A. M. KEITH, I. LEBRON, B.REYNOLDS, E. TIPPING, A. M. TYE, C. W. WATTS, W. R. WHALLEY, H. I. J. BLACK, G. P. WARREN,AND J. S. ROBINSON. 2013. “Natural capital and ecosystem services, developing an appropriate soils framework as a basis for valuation”. Soil Biology and Biochemistry 57:1023–1033.

ROBINSON, D. A., N. HOCKLEY, E. DOMINATI, I. LEBRON, K. M. SCOW, B. REYNOLDS, B. A.EMMETT, A. M. KEITH, L. W. DE JONGE, P. SCHJØNNING, P. MOLDRUP, S. B. JONES, AND M.TULLER. 2012. Natural Capital, “Ecosystem Services, and Soil Change: Why Soil Science Must Embrace an Ecosystems Approach”. Vadose Zone Journal 11(1):0.

ROBINSON, D. A., I. LEBRON, AND H. VEREECKEN. 2009. “On the Definition of the Natural Capital of Soils: A Framework for Description, Evaluation, and Monitoring”. Soil Science Society of America Journal 73(6):1904

SANDHU, H.S.,WRATTEN, S.D., CULLEN, R., 2010B. “The role of supporting ecosystem services in conventional and organic arable farmland”. Ecol. Complex. 7, 302–310.

SAMARASINGHE, O., S. GREENHALGH, É.T.VASELY, AND MANAAKI WHENUALANDCARERESEARCH NEW ZEALAND LTD. 2013. Looking at soils through the natural capital and ecosystem Manaaki Whenua Press. 37 pag.

STEFFEN, W.,SANDERSON, R.A., TYSON, P.D., JÄGER, J.,MATSON, P.A.,MOORE III, B.,OLDFIELD,F.,RICHARDSON, K.,SCHELLNHUBER, H.J.,TURNER, B.L.,WASSON, R.J. 2005. Global change and the earth system a planet under pressure. Springer, Berlin; New York. 346 pag.

SWINTON, S. M., F. LUPI, G. P. ROBERTSON, AND S. K. HAMILTON. 2007. “Ecosystem services and agriculture: Cultivating agricultural ecosystems for diverse benefits”. Ecological Economics 64(2):245–252.

SOIL SURVEY DIVISION STAFF. 1993. soil survey manual. Soil Conservation Service. U.S. Department of Agriculture.

TURNER II, B. L. 2010. “Vulnerability and resilience: Coalescing or paralleling approaches forsustainability science? Global Environmental Change 20(4):570–576.

UNITED STATES DEPARTMENT OF AGRICULTURE (USDA), AND NATURAL RESOURCES CONSERVATION SERVICE (NRCS). 1999. Soil Quality Test Kit Guide.

UNITED STATES DEPARTMENT OF AGRICULTURE (USDA), AND NATURAL RESOURCES CONSERVATION SERVICE (NRCS). 2001. Guidelines for Soil Quality Assessment in Conservation Planning.

UNITED STATES DEPARTMENT OF AGRICULTURE (USDA), AND NATURAL RESOURCES CONSERVATION SERVICE (NRCS). 2008. Soil Quality Physical Indicators: Selecting Dynamic Soil Properties to Assess Soil Function.

UNITED STATES DEPARTMENT OF AGRICULTURE (USDA), AND NATURAL RESOURCESCONSERVATION SERVICE (NRCS). 2014. Keys to Soil Taxonomy. Twelfth Edition.

VAN OUDENHOVEN, A.P.E., PETZ, K., ALKEMADE, R., HEIN, L., DE GROOT, R.S., 2012. “Framework for systematic indicator selection to assess effects of land management on ecosystem services”. Ecol.Indic. 21, 110–122. doi:10.1016/j.ecolind.2012.01.012

TEEB, 2010. The Economics of Ecosystems and Biodiversity Ecological and Economic Foundations.Edited by Pushpam Kumar. Earthscan, London and Washington. Recuperado 25/07/2016. On line in:http://www.teebweb.org/ourpublications/teebstudyreports/ ecologicalandeconomicfoundations/#.Ujr1xH9mOG8

WALL, D.H., 2004. The need for understanding howbiodiversity and ecosystem functioning affect ecosystem services in soils and sediments. In: Wall, D.H. (Ed.), Sustaining Biodiversity and Ecosystem Services in Soil and Sediments. Island Press, Washington.

WALLACE, K. J. 2007. “Classification of ecosystem services: Problems and solutions”. Biological Conservation 139(3–4):235–246.

ZHANG, W., T. H. RICKETTS, C. KREMEN, K. CARNEY, AND S. M. SWINTON. 2007.” Ecosystem services and disservices to agriculture”. Ecological Economics 64(2):253–260.