DOCUMENTOS DE DEBATE

1. IMPACTOS DEL USO DE LA TIERRA SOBRE LOS RECURSOS HÍDRICOS: UNA REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA - Benjamin Kiersch

Benjamin Kiersch, Dirección de Fomento de Tierras y Aguas, Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y Alimentación, Roma, Italia

INTRODUCCIÓN

Se estima que las prácticas de uso de la tierra tienen impactos importantes, tanto en la disponibilidad como en la calidad de los recursos hídricos. Estos impactos pueden ser tanto positivos como negativos. Es lógico pensar que los beneficios de una mejora en el manejo de la tierra, o los costes asociados a los impactos negativos por un uso inadecuado de los recursos hídricos, podrían repercutir no sólo en los usuarios del agua que los causan sino también en la población que vive en la cuenca baja o, en el caso de las aguas subterráneas, que hace un uso de los recursos contaminados. Para evaluar estos costes y beneficios, es importante tener una idea clara, desde la perspectiva del medio físico, de hasta qué punto las diferentes prácticas de uso de la tierra afectan al régimen hidrológico y la calidad del agua y en qué tamaño de cuenca son relevantes estos impactos.

La presente comunicación propone una tipología de impactos de usos de la tierra sobre los recursos hídricos e intenta evaluar la importancia de cada tipo de impacto con relación a la escala espacial, tomando como base la revisión bibliográfica.

IMPACTOS DEL USO DE LA TIERRA SOBRE LOS RECURSOS HÍDRICOS

Para establecer las relaciones entre los usuarios del agua de la cuenca, es importante tener una clara idea de los posibles impactos de los usos de la tierra tanto sobre el régimen hidrológico (disponibilidad de agua) como sobre la calidad del agua, y las escalas a las que estos impactos son relevantes. En los siguientes apartados, se realiza un intento de categorizar los impactos del uso de la tierra sobre los recursos hídricos, analizando los principales factores determinantes y mostrando algunos ejemplos tomados de las referencias bibliográficas.

La revisión se centra en los impactos derivados del uso agrícola de la tierra, así como del pastoreo, las explotaciones forestales y la pesca, ya que todas estas actividades se encuentran bajo el mandato de la FAO. Otros usos de la tierra, como la actividad minera y las canteras, el desarrollo urbanístico e industrial, que también tienen impactos importantes en el régimen hidrológico, no están incluidos en esta revisión. Además, la revisión se centra en los impactos físicos sobre los recursos hídricos. Los impactos sobre la fauna y flora del medio acuático, por ejemplo sobre los peces y otros organismos acuáticos, los ecosistemas acuáticos y las zonas húmedas no se analizan explícitamente. Sin embargo, constituye un tema abierto de debate si deberían y cómo deberían incluirse en esta tipología.

Es difícil formular declaraciones universales con validez sobre los impactos del uso de la tierra sobre los recursos hídricos por diferentes razones. Estos impactos dependen de un conjunto de factores naturales y socioeconómicos. Los factores naturales incluyen el clima, la topografía y la estructura del suelo. Los factores socioeconómicos incluyen la capacidad económica y la sensibilización de los agricultores, las prácticas de manejo y el desarrollo de la infraestructura, por ejemplo, las carreteras. Además, los impactos del uso agrícola de la tierra podrían ser difíciles de distinguir de los impactos naturales o de los impactos de origen humano, como es el caso del impacto de la escorrentía agrícola comparada con los sistemas de saneamiento rurales sobre la degradación de las aguas superficiales y subterráneas.

IMPACTOS DEL USO DE LA TIERRA SOBRE EL RÉGIMEN HIDROLÓGICO

Con respecto al régimen hidrológico, se puede distinguir entre los impactos sobre las aguas superficiales y las subterráneas. Los impactos de las prácticas de uso de la tierra sobre las aguas superficiales se pueden dividir en (i) impactos sobre la disponibilidad de agua en general, o sobre la escorrentía media anual, e (ii) impactos en la distribución estacional del agua. Con respecto a esta última, son de importancia los impactos de los caudales punta y de los caudales en la estación seca. En cuanto a las aguas subterráneas, se debe examinar el efecto del uso de la tierra en la recarga de acuíferos.

Escorrentía superficial media

El impacto del uso de la tierra sobre la escorrentía superficial media es una función que depende de numerosas variables, siendo las más importantes el régimen hídrico de la cubierta vegetal en lo referente a la evapotranspiración (ET), la capacidad de infiltración, la capacidad del suelo para retener agua y la capacidad de la cubierta vegetal para captar humedad.

Un cambio en la cubierta del suelo de especies de menor a mayor ET conducirá a un descenso en el caudal anual. De una revisión de 94 cuencas de recepción experimentales, Bosch y Hewlett (1982) concluyeron que el establecimiento de una cubierta forestal en un terreno con núcleos de vegetación aislados reduce la escorrentía superficial de agua. Los bosques de coníferas, las especies madereras de hoja caduca, el monte bajo y las praderas tienen (en ese orden) una influencia decreciente en la escorrentía superficial proveniente de superficies fuente donde las cubiertas han sido manipuladas.

Contrariamente, un cambio de una cubierta vegetal de mayor a menor ET incrementará la escorrentía superficial media: una reducción en la cubierta forestal incrementa el aporte de agua (Bosch y Hewlett, 1982; Calder, 1992). El impacto, sin embargo, depende mucho de las prácticas de manejo y de los usos de la tierra alternativos. Una explotación forestal cuidadosa y selectiva tiene un efecto muy limitado o nulo sobre el caudal. El caudal después del desarrollo de la nueva cubierta vegetal podría ser más alto, el mismo o inferior al valor original, dependiendo del tipo de vegetación (Bruijnzeel, 1990).

Una excepción a esta regla son los bosques «de niebla», que pueden interceptar más humedad (humedad ambiental, precipitación oculta) de la que consumen por la ET (Bosch y Hewlett, 1982), y los bosques muy maduros, que dependiendo de las especies podrían consumir menos agua que la vegetación que se establece en ellos mismos después de la tala (Calder, 1998).

El caudal disminuye en el tiempo con el establecimiento de la nueva cubierta vegetal, pero las escalas temporales varían bastante. En zonas húmedas y cálidas, el efecto de la tala es más corto que en las zonas menos húmedas, debido al rápido crecimiento de la vegetación (Falkenmark y Chapman, 1989).

El incremento del aporte de agua al cambiar la cubierta vegetal no incrementa necesariamente la disponibilidad de agua en la cuenca baja. El caudal podría disminuir por causa de otros factores, por ejemplo por el consumo de agua por la vegetación ribereña o por las pérdidas en el transporte (infiltración en el cauce) (Brooks et al., 1991).

Caudales punta/Inundaciones

Los caudales punta se pueden incrementar como resultado de un cambio en el uso de la tierra si se reduce la capacidad de infiltración del suelo, por ejemplo por la compactación del suelo o por la erosión, o si se incrementa la capacidad de drenaje. El caudal punta se podría incrementar una vez que se han cortado los árboles (Bruijnzeel, 1990). Los incrementos relativos en los caudales después de la tala de árboles son más pequeños en las grandes avenidas y mayores en acontecimientos menores. A medida que la precipitación aumenta, disminuye la influencia de la cubierta vegetal y del suelo sobre los caudales de tormentas (Bruijnzeel, 1990; Brooks et al., 1989).

La construcción de carreteras e infraestructuras podría suponer un incremento en los caudales punta. Estudios realizados en el noroeste de los EE.UU. han mostrado que la construcción de carreteras forestales puede intensificar la escorrentía punta de las áreas forestales significativamente (La Marche y Lettenmaier, 1998; Bowling y Lettenmaier, 1997). La concentración parcelaria puede incrementar los coeficientes de escorrentía, debido a los sistemas de evacuación y a las carreteras de acceso asfaltadas (Falkenmark y Chapin, 1989). Contrariamente, los caudales punta podrían disminuir como resultado de un aumento en la capacidad de infiltración del suelo.

En cuencas mayores, los efectos de las prácticas de uso de la tierra sobre los caudales punta son contrarrestadas por el tiempo de respuesta de los diferentes tributarios, diferentes usos de la tierra y variaciones en la precipitación (Bruijnzeel, 1990). En cuencas mayores, este efecto de falta de sincronización puede llevar a una reducción en la descarga del caudal punta, aunque se incremente el caudal global debido a los cambios en el uso de la tierra en determinadas subcuencas (Brooks et al., 1991).

Caudal base/caudal de la estación seca

El efecto del cambio en el uso de la tierra sobre el caudal en la estación seca depende de los procesos concurrentes, pero fundamentalmente de los cambios en la ET y de la capacidad de infiltración. El impacto neto es normalmente muy específico de las condiciones locales (Calder, 1998).

En las zonas tropicales, la forestación puede conducir a un descenso en los caudales en la estación seca debido al incremento en la evapotranspiración. En la cuenca del Mae Thang (Tailandia), los programas de reforestación condujeron a una escasez de agua en la cuenca baja, lo cual tuvo como resultado el cierre estacional de una planta de tratamiento de aguas y una menor disponibilidad de agua para riego (Chomitz y Kumari, 1996). Igualmente, en las Islas Fiji, una reforestación de pinos a gran escala (60 000 ha) en cuencas previamente cubiertas por praderas condujo a reducciones en los caudales en la estación seca del 50-60 por ciento, poniendo en riesgo el funcionamiento de una planta hidroeléctrica y el abastecimiento de agua para uso doméstico (Gregersen et al., 1987).

La mayor parte de los ensayos llevados a cabo en regímenes dominados por la precipitación muestra que la eliminación de los bosques (o el cambio de especies altamente consumidoras de agua a especies de bajo consumo) incrementa los caudales en la estación seca (Brooks et al., 1991). En contraste, estos caudales provenientes de la tierra deforestada podrían decrecer si se redujera la capacidad de infiltración del suelo, por ejemplo mediante el uso de maquinaria pesada (Bruijnzeel, 1990). El bajo caudal que resulta de extensos periodos sin lluvias o de sequía no se vería alterado substancialmente por los cambios en la cubierta vegetal (Brooks et al., 1991).

Recarga de acuíferos

La recarga de acuíferos se podría incrementar o disminuir como resultado de los cambios en las prácticas de uso de la tierra. Los factores de mayor influencia son la ET de la cubierta vegetal y la capacidad de infiltración del suelo. La recarga de acuíferos está ligada a menudo con los caudales en la estación seca ya que las aguas subterráneas son las que aportan la mayor parte de la descarga a los ríos durante dicho periodo.

El nivel freático podría elevarse como resultado del descenso en la evapotranspiración, por ejemplo después de una explotación forestal o de la conversión del bosque a pastos. La recarga también se podría incrementar por una subida en la tasa de infiltración, por ejemplo mediante la reforestación de áreas degradadas (Tejwani, 1993).

En contraste, el nivel freático podría bajar como consecuencia de un descenso en la infiltración del suelo, como en el caso de técnicas de cultivo no conservativas y de la compactación (Tejwani, 1993). El sobrepastoreo podría conducir también a una reducción en la infiltración y en la recarga de acuíferos (Chomitz and Kumari, 1996). Si la capacidad de infiltración se reduce substancialmente, esto puede conducir a una escasez de agua en las estaciones secas, incluso en las regiones donde el agua es generalmente abundante, como en el caso de cultivos itinerantes en la provincia de Cherapunji, India (FAO, 1999). Asimismo, la recarga de acuíferos se puede reducir como resultado de la plantación de especies arbóreas de raíz profunda, como el eucalipto (Calder, 1998).

IMPACTOS DEL USO DE LA TIERRA SOBRE LA CALIDAD DEL AGUA

Las prácticas de uso de la tierra pueden tener importantes impactos en la calidad del agua, que en cambio podrían tener efectos negativos o, en algunos casos, positivos sobre los usos del agua. Los impactos incluyen cambios en la carga de sedimentos y en las concentraciones de sales, metales y productos agroquímicos, los agentes patógenos y un cambio en el régimen térmico.

Erosión y carga de sedimentos

Los bosques son testigos de la erosión del suelo. Su protección se debe fundamentalmente a la vegetación de monte bajo, a los restos vegetales y al efecto estabilizador de la red de raíces. En fuertes pendientes, el efecto estabilizador neto de los árboles es generalmente positivo. La cubierta vegetal puede prevenir la aparición de deslizamientos de tierras (Bruijnzeel, 1990). Sin embargo, los grandes deslizamientos de tierras en terreno de pendientes elevadas no están influenciados de una manera apreciable por la cubierta vegetal. Estos grandes deslizamientos podrían constituir el mayor aporte de sedimentos, como en las montañas medias del Himalaya (Bruijnzeel y Bremmer, 1989).

La reforestación no produce necesariamente un descenso en la erosión. La erosión por el impacto de la gota de lluvia se podría incrementar notablemente cuando se realiza la limpieza de los restos vegetales de la superficie del terreno (Bruijnzeel, 1990). El tamaño de las gotas que se forman por la presencia de la cubierta vegetal varía enormemente entre las diferentes especies, resultando grandes diferencias en la erosión potencial por el impacto (Calder, 1998).

La deforestación podría incrementar la erosión. En Malasia, las corrientes procedentes de zonas forestales ya explotadas llevan de ocho a 17 veces más carga de sedimentos que antes de explotarlas (Falkenmark y Chapman, 1989). La pérdida real de suelo, sin embargo, depende en buena medida del uso que se le da a la tierra después de que los árboles han sido ya talados. La erosión superficial de praderas bien conservadas, en bosques sin una carga ganadera excesiva y en zonas con agricultura de conservación es de baja a moderada (Bruijnzeel, 1990).

La construcción de carreteras podría constituir una causa relevante de erosión durante las operaciones de explotación maderera. En los EE.UU. se estima que las carreteras forestales suponen el 90 por ciento de la erosión causada por las actividades de explotación maderera (Brooks et al., 1991; Bruijnzeel, 1990).

Los efectos de la medidas de control de la erosión sobre la carga de sedimentos serán percibidas más fácilmente allí donde se han aplicado. Existe una relación inversa entre el tamaño de la cuenca y la tasa de sedimentación. En cuencas de varios cientos de kilómetros cuadrados, las mejoras sólo se podrían apreciar después de un periodo considerable (décadas), debido a los efectos de almacenaje (Bruijnzeel, 1990).

El aporte de sedimentos a la cuenca baja no puede adscribirse de una forma sistemática a los cambios en las prácticas de uso de la tierra en la cuenca alta. Los impactos humanos sobre el aporte de sedimentos podrían ser substanciales en regiones con unas condiciones geológicas estables y tasas de erosión natural bajas. En regiones con tasas de precipitación altas, terrenos con fuertes pendientes y altas tasas de erosión natural, sin embargo, el impacto del uso de la tierra podría ser despreciable. En la cuenca del Phewa Tal en Nepal, por ejemplo, se ha calculado que sólo el seis por ciento de la cantidad total de sedimentos procede de la erosión superficial (Bruijnzeel, 1990).

Los sedimentos pueden representar una sustancia contaminante tanto desde el punto de vista físico como químico. La contaminación física característica de los sedimentos es la turbidez (limitada penetración de la luz solar) y la sedimentación (pérdida de la capacidad de almacenaje de los embalses, destrucción de las barreras de coral, pérdida de las áreas de desove para ciertas especies ictícolas). La contaminación química debida a los sedimentos incluye la absorción de metales y el fósforo, así como las sustancias químicas orgánicas hidrofóbicas (FAO, 1996).

Nutrientes y materia orgánica

Un cambio en el uso de la tierra puede alterar el contenido de nutrientes de las aguas superficiales y subterráneas, más concretamente los niveles de nitrógeno (N) y fósforo (P). La deforestación puede conducir a altas concentraciones de nitratos (NO3) en el agua debidas a la descomposición del material vegetal y a una reducida absorción de nutrientes por la vegetación. La concentración de nitratos en la escorrentía de cuencas deforestadas puede ser 50 veces mayor que en una zona de captación con presencia de masas forestales al cabo de varios años (Falkenmark y Chapman, 1989; Brooks et al., 1991).

Las actividades agrícolas pueden conducir a un incremento en el aporte de nitrógeno a las masas de agua como resultado de muchos factores, incluyendo la aplicación de fertilizante, el estiércol procedente de la producción ganadera, los lodos procedentes de plantas de tratamiento de aguas residuales de origen doméstico y la aireación del suelo. En Europa, la agricultura contribuye substancialmente a los vertidos de nitrógeno en las aguas superficiales y subterráneas. Con respecto al nitrógeno inorgánico, la agricultura contribuye con el 50 por ciento en Dinamarca y el 71 por ciento en los Países Bajos (FAO, 1996). Las altas pérdidas de nitrógeno por lixiviados pueden ocurrir cuando se aplica el fertilizante a cultivos estacionales en suelos permeables. En Sri Lanka, la concentración de nitratos (NO₃^-) en el agua subterránea en zonas con cultivos de chile y cebollas alcanza los 20-50 mg/l (BGS et al., 1996). La cubierta continua del suelo reduce la lixiviación del nitrógeno; los periodos de barbecho y las perturbaciones en el suelo incrementan la lixiviación (BGS et al., 1996). El laboreo puede incrementar las concentraciones de nitratos en las aguas superficiales y subterráneas ya que la oxigenación del suelo produce un proceso de nitrificación (Falkenmark and Chapman, 1989). En los campos de arroz, la lixiviación debería ser, en cambio, pequeña debido a la desnitrificación en el suelo y a las pérdidas por volatilidad (BGS et al., 1996). La aplicación de estiércol procedente de la producción ganadera y la escorrentía directa puede provocar la acidificación del suelo debido a la volatilización del amoniaco, que a su vez podría incrementar la solubilidad de metales en el suelo (FAO, 1996).

El lixiviado de fosfatos (PO₄) en el agua es inhibido por los procesos de absorción de las partículas arcillosas (BGS et al., 1996). La producción ganadera, sin embargo, puede ser la fuente principal de fósforo en las aguas. La escorrentía directa de explotaciones ganaderas intensivas puede llevar a una degradación seria de las aguas superficiales y subterráneas. En la Union Europea, los desechos ganaderos suponen el 30 por ciento de la carga de fósforo en las aguas superficiales; otros usos agrícolas contribuyen con el 16 por ciento (FAO, 1996).

Los sedimentos cargados de fósforo pueden formar en el fondo de los lagos eutrofizados un conjunto de nutrientes que se puede liberar en el agua bajo condiciones anaeróbicas. Esto hace difícil controlar la eutrofización a corto plazo mediante la limitación en la entrada de fósforo. La eutrofización se puede reducir dragando los sedimentos u oxidando el hypolimnion, pero estas soluciones son muy costosas (FAO, 1996).

Es difícil cuantificar la repercusión exacta de la agricultura en la contaminación de las aguas superficiales y subterráneas. En la mayor parte de los países, el seguimiento no es suficiente para establecer la extensión de la contaminación por nutrientes derivada de la actividad del uso agrícola de la tierra. En zonas rurales, podría ser difícil distinguir entre la contaminación agrícola y la contaminación debida a las aguas residuales sin tratar (BGS et al., 1996).

La piscicultura de agua dulce puede añadir una carga de nutrientes importante a las aguas superficiales procedente de los restos de la alimentación que no consumen los peces y de su producción fecal (FAO, 1996).

Agentes patógenos

Las actividades de uso de la tierra podrían afectar a la calidad bacteriológica del agua, lo cual podría crear problemas de salud a los usuarios del agua situados en la cuenca baja. La concentración de bacterias en las aguas superficiales podría verse incrementada como consecuencia de las actividades de pastoreo en las riberas o del aporte de desechos de la producción ganadera.

Una reducción en el caudal, por ejemplo, como consecuencia de una derivación de agua para riego en la cuenca alta, podría llevar a la necesidad de formar pequeños embalses en los lechos de los ríos, que podrían constituir caldos de cultivo para vectores de transmisión de enfermedades, como la malaria. Allí donde los caudales bajos conduzcan a la intrusión de agua de mar en los estuarios, podrían proliferar los vectores que se desarrollan en aguas salinas (FAO, 1995).

Pesticidas y otras sustancias contaminantes orgánicas persistentes

Generalmente, la aplicación de pesticidas supone un peligro para los recursos hídricos superficiales y subterráneos, ya que estas sustancias se diseñan para ser tóxicas y persistentes. La lixiviación de pesticidas a las aguas subterráneas depende de la persistencia y motilidad de la sustancia química, así como de la estructura del suelo. Los metabolitos de los pesticidas podrían ser tan tóxicos y móviles como el compuesto original (BGS et al., 1996). En seres humanos y animales, los pesticidas pueden tener efectos agudos y crónicos. Los compuestos lipofílicos se pueden acumular en el tejido adiposo (bio-concentración) y en la cadena trófica (bio-amplificación) (FAO, 1996).

Los residuos de los pesticidas encuentran un punto de salida a los recursos hídricos en el uso agrícola, en la actividad forestal y en la piscicultura. Además, el almacenamiento sin las medidas de seguridad adecuadas y el vertido de pesticidas viejos y obsoletos puede causar una contaminación severa de las aguas superficiales y subterráneas (FAO, 1996). La piscicultura puede conducir a la introducción de biocidas, desinfectantes y medicinas en las aguas superficiales (FAO, 1996).

El impacto real de la contaminación por pesticidas de los recursos hídricos de la cuenca baja es generalmente difícil de cuantificar. El seguimiento de la presencia de pesticidas es difícil ya que las concentraciones son muy bajas, se necesitan grandes muestras que deben ser tomadas cuidadosamente, así como sofisticados instrumentos de analítica (BGS et al., 1996). Ya que muchos de los pesticidas se transportan asociados a la materia en suspensión, los análisis de agua pueden dar resultados incompletos. Para algunos pesticidas, las técnicas de análisis podrían no ser lo suficientemente precisas para detectar la presencia en los límites necesarios para proteger la salud humana. Los pesticidas más recientes que son solubles y se degradan más rápidamente, sólo pueden ser detectados inmediatamente después de su aplicación; por tanto, los programas de seguimiento convencionales que operan sobre una base mensual o trimestral, son raramente capaces de cuantificar su presencia y determinar la importancia de los pesticidas en las agua superficiales (FAO, 1996).

Salinidad

Un incremento en la salinidad de las aguas superficiales y subterráneas puede tener efectos perjudiciales para los usos del agua en la cuenca baja, por ejemplo para el agua de riego o el abastecimiento a núcleos de población. El impacto de los usos de la tierra sobre la salinidad depende del clima, así como de los factores geológicos.

Las actividades de riego y drenaje podrían conducir a un incremento de la salinidad en las aguas superficiales y subterráneas como consecuencia de la evaporación y del lavado de sales de los suelos. Esto constituye un especial problema en las zonas áridas, donde el agua del drenaje subterráneo siempre tiene una mayor concentración de sales, una mayor dureza y una mayor tasa de absorción de sodio que el agua suministrada (FAO, 1997a). Las aguas de drenaje procedentes de la agricultura bajo riego podría también conducir a un incremento en la concentración de selenio en las aguas subterráneas y superficiales (Postel, 1993).

Una alta tasa de aplicación de fertilizante de cloruro de potasio puede conducir a a un incremento en el lavado de cloruros a las aguas subterráneas. En Sri Lanka, por ejemplo, se ha estimado que en algunas zonas de agricultura intensiva, los niveles de cloruros en las aguas subterráneas podrían alcanzar los 400 mg/l en el año 2010 con las tasas actuales de aplicación de fertilizantes, lo cual excede de largo la concentración aceptable para agua para consumo humano, tal y como determina la OMS (250 mg/l) (BGS et al., 1996).

En las zonas costeras, la extracción de agua para actividades agrícolas podría contribuir indirectamente a la salinización de los recursos hídricos. La extracción de agua subterránea para riego, uso doméstico o industrial puede tener como resultado la intrusión del agua de mar en el acuífero, y consecuentemente una salinización de los recursos hídricos subterráneos (FAO, 1997). Un descenso en el caudal del río debido a la extracción en la cuenca alta o la construcción de embalses puede favorecer la entrada de agua salina en la zona del estuario (FAO, 1995).

Metales pesados

Las prácticas de uso de la tierra podrían contribuir directa o indirectamente a un incremento en la concentración de metales pesados en los recursos hídricos. Un aporte directo es la aplicación de estiércol procedente de la actividad ganadera y de los lodos procedentes de las plantas de tratamiento de aguas residuales, que podrían tener altas concentraciones de metales pesados. Por ejemplo, el estiércol de porcino contiene a menudo altas concentraciones de cobre (FAO, 1996).

Indirectamente, el uso de la tierra podría afectar las concentraciones de metales pesados en las aguas superficiales y subterráneas, incrementando la movilidad de los metales de origen humano o geológico en el suelo. Los metales pesados en el suelo podrían ser transferidos a las masas de agua mediante los procesos erosivos. La acidificación del suelo, causada por la volatilización del amoniaco procedente de la aplicación de estiércol o en los establos de los animales, podría incrementar la solubilidad de los metales pesados almacenados en el suelo y, por tanto, su introducción en el agua subterránea y superficial. Unas altas tasas de extracción del agua subterránea pueden alterar el entorno químico del suelo, conduciendo a un incremento en la movilidad de los metales pesados de origen geológico. Esta podría ser la razón del incremento en la concentración de arsénico en Bangladesh (Ahmed y Amin, n.d.).

Cambios en el régimen térmico

El régimen térmico de las aguas superficiales puede verse afectado por las prácticas de uso de la tierra. En pequeñas corrientes, la eliminación de la vegetación ribereña puede causar un incremento en la temperatura del agua (contaminación térmica) (Brooks et al., 1991). Además, las pérdidas en cola procedentes de las descargas de las zonas de riego puede causar un incremento en la temperatura del cauce receptor (FAO, 1997a). Una elevación de la temperatura conduce a reducir la solubilidad del oxígeno, lo cual puede afectar negativamente la actividad biológica en el agua, así como la capacidad autodepurativa del río.

Consideraciones de escala

La revisión de los impactos del uso de la tierra sobre los recursos hídricos realizada anteriormente no tiene en cuenta los aspectos de distribución espacial y temporal. Las consideraciones de escala, sin embargo, revisten una importancia fundamental cuando se trata de evaluar estos impactos, ya que indican si un uso de la tierra determinado en la cuenca alta podría afectar un uso del agua en la cuenca baja.

Escala espacial

En lo que respecta a la escala espacial, i.e. el tamaño de la cuenca, el impacto del uso de la tierra podría llegar a ser menos importante en las cuencas grandes por los efectos atenuadores, como la falta de sincronización (como en el caso de inundaciones), la capacidad de almacenamiento del cauce del río (sedimentación) o la capacidad autodepurativa del río (contaminación orgánica). Al mismo tiempo, el impacto puede llegar a acentuarse a medida que aumenta la escala debido a los efectos acumulativos, como en el caso de la salinidad.

Los cambios en el régimen hidrológico inducidos por el uso de la tierra y la carga de sedimentos se reducen con el tamaño de la cuenca. Los efectos se harán sentir más fácilmente en cuencas de menor tamaño (hasta varios cientos de km²). Un caso bien documentado es el de la cuenca del Ganges-Brahmaputra-Meghna. Los estudios muestran que en las cuencas de recepción pequeñas (<50 km²), la erosión y el caudal pueden estar fuertemente influenciados por los cambios en los patrones de uso de la tierra (Ives and Messerli, 1989). Sin embargo, las inundaciones en las tierras bajas de Bangladesh no están relacionadas con el incremento en el caudal punta o por la erosión resultante de la deforestación de las tierras altas del Himalaya en Nepal. Las principales razones causantes de las inundaciones en las llanuras son las lluvias torrenciales de origen natural en las tierras bajas, que se podrían ver incrementadas por las intervenciones humanas en estas llanuras de inundación, como la construcción de carreteras y las represas de los ríos (Hofer, 1998a; Ives y Messerli, 1989). De forma similar, la mayor parte de la carga de sedimentos en el sistema de los ríos Ganges-Brahmaputra no proviene de la erosión inducida por el hombre sino sobre todo de los grandes deslizamientos de tierras, que no están influenciados por la actividad humana (Bruijnzeel y Bremmer, 1989).

Con respecto a los impactos sobre la calidad del agua, la cuestión es mucho menos clara. Las observaciones muestran que algunos de los impactos del uso de la tierra, como la salinidad o la carga de pesticidas, pueden tener también efectos en la parte baja en cuencas de tamaño medio y grande, como en la cuenca del Murray-Darling (Australia) y en la cuenca del Colorado (EE.UU./ México). Otros impactos que se producen en la cuenca baja, como en el caso de la materia orgánica y de los agentes patógenos, son relevantes sólo en tamaños de cuenca menores.

Las dimensiones espaciales de los impactos del uso de la tierra se resumen en el Cuadro 1.

CUADRO 1

Dimensión espacial de los impactos del uso de la tierra

Leyenda: x = impacto observables; - =sin impacto observable

Escala temporal

La escala temporal constituye otro importante aspecto de los impactos del uso de la tierra, ya que determina la percepción del impacto, así como el coste económico asociado a éste. Es importante considerar dos aspectos con respecto a la escala temporal de los impactos derivados del uso de la tierra. En primer lugar, el tiempo que transcurre antes de que un uso de la tierra tenga un impacto sobre los usos en la cuenca baja, y, en segundo lugar, en el caso de impactos negativos, el tiempo que necesitan las medidas correctoras para tener efecto, si el impacto es reversible.

Las escalas temporales de los impactos del uso de la tierra varían enormemente. Dependiendo del impacto, pueden variar desde menos de un año, como en el caso de la contaminación bacteriológica, a cientos de años, como en el caso de la salinidad. De forma similar, las escalas temporales de recuperación de impactos adversos son muy diversas, dependiendo del impacto. Sin embargo, en la mayor parte de los casos, el tiempo que lleva restaurar un sistema acuático después de un impacto adverso es mucho mayor que el tiempo que tarda en producirse (Peters y Meybeck, 2000).

CONCLUSIÓN

Con respecto a los impactos del uso de la tierra sobre los regímenes hidrológicos y el transporte de sedimentos, existe una relación inversa entre la escala espacial en la que se pueden observar los impactos y la escala en la que podría ser importante la redistribución de los beneficios. Estos impactos se pueden hacer sentir más fácilmente en cuencas de tamaño pequeño. Al mismo tiempo, el número de usuarios del agua que se benefician o sufren el cambio en el uso de la tierra se incrementa con el tamaño de la cuenca. Debido a la magnitud decreciente del impacto, los costes y los beneficios respectivos serán pequeños. Los impactos de las prácticas de uso de la tierra en la calidad del agua, como la salinidad, la contaminación por pesticidas y la eutrofización debida al aporte de nutrientes, sin embargo, podrían ser también relevantes en cuencas de tamaño medio y grande. Estos impactos podrían afectar muchos de los usos en la cuenca baja, incluyendo a los proveedores de servicios de agua potable, la industria, la pesca y otros usos agrícolas.

BIBLIOGRAFÍA

Ahmed, I. & Amin, A. n.d. Arsenic on tap. http://www.dainichi-consul.co.jp/Español/arsenic/as18.htm (23/11/98)

BGS/ODA/UEP/WHO. 1996. Characterisation and assessment of groundwater quality concerns in Asia-Pacific Region. Doc. UNEP/DEIA/AR.96-1. Nairobi: UNEP.

Bosch, J.M., & Hewlett, J. D. 1982. A review of catchment experiments to determine the effect of vegetation changes on water yield and evapotranspiration. Journal of Hydrology, 55: 3-23.

Bowling, L.C., & Lettenmaier, D.P. 1997. Evaluation of the effects of forest roads on streamflow in Hard and Ware creeks, Washington. University of Washington, Seattle, WA, USA Water Resources Series Technical Report, No.155.:

Brooks, K.N., Ffolliott, P.F., Gregersen, H.M., & Thames, J.L. 1991. Hydrology and the management of watersheds. Ames, Iowa: Iowa State University Press.

Bruijnzeel, L.A. 1990. Hydrology of moist tropical forests and effects of conversion: A state-of-knowledge review. Paris: UNESCO International Hydrological Programme.

Bruijnzeel, L.A., & Bremmer, C.N. 1989. Highland-lowland interactions in the Ganges-Brahmaputra river basin: A review of published literature. ICIMOD Occasional Paper, No.11.

Calder, I.R. 1998. Water-resource and land use issues. SWIM Paper 3. Colombo: IIMI.

Childon, P.J., Jégat, H.J., & Stuart, M.E. 1995. Groundwater and agriculture: The interrelationship. Proceedings of an international seminar, Merida, Venezuela 14-17 October 1992. British Geological Survey Technical Report, No.WD/95/26.

Chimatiro, S.K., & Vitsitsi, E.G. 1997. Impact of different land-use activities in the catchment on small-scale fish farming in the southern region of Malawi: Coordination with other sectors. p. 231-241, in: K. Remane (ed) African inland fi sheries, aquaculture, and the environment. Rome: FAO.

Chomitz, K.M., & Kumari, K. 1996. The domestic benefits of tropical forests. A critical review emphasizing hydrologic functions. World Bank Policy Research Working Paper, No.1601.

Falkenmark, M., Andersson, L., Castensson, R., & Sundblad, K. 1999. Water: A reflection of land use. Options for counteracting land and water mismanagement. Stockholm: Swedish Natural Research Council.

Falkenmark, M., & Chapman, T. (eds). 1989. Comparative hydrology. An ecological approach to land and water resources, Paris: UNESCO.

FAO. 1987. Guidelines for economic appraisal of watershed management projects. Preparado por H.M. Gregersen, K.N. Brooks, J.A. Dixon and L.S. Hamilton. FAO Conservation Guide No. 16.

FAO. 1993. Prevention of water pollution by agriculture and related activities. Proceedings of the FAO Expert Consultation. FAO Water Reports, No.1.

FAO. 1995. Environmental impact assessment of irrigation and drainage projects. Preparado por Dougherty, T.C., & Hall, A.W. FAO Irrigation and Drainage Paper, No. 53.

FAO. 1996. Control of water pollution from agriculture. Preparado por Ongley, E.D. FAO Irrigation and Drainage Paper, No. 55.

FAO. 1997. Seawater intrusion in coastal aquifers. Guidelines for study, monitoring and control. FAO Water Reports, No.11.

FAO. 1997a. Quality control of wastewater for irrigated crop production. Preparado por D.W. Westcot. FAO Water Reports, No. 10.

FAO/Netherlands. 1999. Water. Background Paper 6 of the Conference on the Multifunctional Character of Agriculture and Land. Maastricht.

Forsyth, T. 1999. Questioning the impacts of shifting cultivation. Watershed, 5(1): 23-29.

Graaff, J.de. n.d. The price of soil erosion. An economic evaluation of soil conservation and watershed development. Mansholt Study 3. Wageningen, Netherlands: Agricultural University.

Harden, C.P. 1993. Land use, soil erosion, and reservoir sedimentation in an Andean drainage basin in Ecuador. Mountain Research and Development, 13(2): 177-184.

Hofer, T. 1998a. Floods in Bangladesh. A highland-lowland interaction? Geographica Bernensia G 48.

Hofer, T. 1998b. Do land use changes in the Himalayas affect downstream flooding? Traditional understanding and new evidences. Memoir Geological Society of India, 19: 119-141.

Ives, J.D., & Messerli, B. 1989. The Himalayan dilemma. Reconciling development and conservation. London: United Nations University Press.

La Marche, J., & Lettenmaier, D.P. 1998. Forest road effects on flood flows in the Deschutes river basin, Washington. University of Washington, Seattle. Water Resources Series Technical Report, No.158.

Liniger, H., & Weingartner, R. 1992. Water and Soil resource conservation and utilization on the northwest side of Mount Kenya. Mountain Research Development, 12(4): 363-373.

Liniger, H., & Weingartner, R. 1997. Mountains and freshwater supply. Unasylva, 49(195): 39-46.

NCSAI [National Council of the Paper Industry for Air and Stream Improvement]. 1999. Scale considerations and the detectability of sedimentary cumulative watershed effects. NCSAI Technical Bulletin, No. 776. Research Triangle Park, NC, USA.

Peters, N.E. & Meybeck, M. 2000. Water quality degradation effects on freshwater availability: Impacts of human activities. Water International, 25(2): 185-193.

Postel, S. 1997. Last oasis: Facing water scarcity. 2^nd edition. New York: W.W. Norton.

Tejwani, K.G. 1993. Water management issues: Population, Agriculture and Forests - a focus on watershed management. In: Bonell, M., Hufschmidt, M.M. and Gladwell, J.S. Hydrology and water management in the humid tropics. Paris: UNESCO, pp 496-525.

Volker, A., & Henry, J.C. (eds). 1988. Side effects of water resources management. Wallingford, UK: International Association of Hydrological Sciences.

2. INSTRUMENTOS Y MECANISMOS PARA ESTABLECER LAS RELACIONES CUENCA ALTA-CUENCA BAJA: UNA REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA - Benjamin Kiersch

Benjamin Kiersch, Dirección de Fomento de Tierras y Aguas, Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y Alimentación, Roma, Italia

INTRODUCCIÓN

Este documento presenta los resultados de un estudio sobre los mecanismos e instrumentos que podrían ser aplicados al desarrollo social, económico y a las relaciones institucionales entre los usuarios de la tierra en la cuenca alta y los usuarios del agua en la cuenca baja, basado en un estudio de gabinete sobre las relaciones tierra-agua en cuencas rurales.

El estudio se centra en los mecanismos e instrumentos que se han diseñado explícitamente para relacionar a los usuarios de la tierra y del agua en el ámbito de una cuenca. Propone una tipología de los mecanismos e instrumentos e identifica ejemplos en los que se han aplicado.

Algunos de los instrumentos que se debaten a continuación no se han diseñado específicamente para establecer las relaciones entre los agentes implicados sino más bien entre los agricultores o los usuarios de la tierra en la cuenca alta y la sociedad en general, como en el caso de algunos programas de ayudas. Se han incluido porque podrían también ser aplicados en situaciones más específicas. Además, dichos instrumentos podrían tener una influencia considerable en la magnitud de los impactos de uso de la tierra sobre los recursos hídricos. En algunos países en desarrollo, por ejemplo, los subsidios a los fertilizantes pueden alcanzar del 50 al 60 por ciento, lo cual incentiva una baja eficiencia de aplicación y, por tanto, tiene como resultado la contaminación ambiental con consecuencias negativas en la calidad del agua (Lankoski, 1996).

En la práctica, estas medidas generalmente no se aplican solas sino que se tiende a combinarlas. Por ejemplo, los incentivos económicos podrían estar acompañados de medidas de sensibilización.

Un requisito previo esencial para la ejecución de cualquier mecanismo o instrumento que relacione a los usuarios de la tierra y del agua es la evaluación de los costes y beneficios que surgen como consecuencia del uso de la tierra en la cuenca alta. En la práctica, esta evaluación es una tarea primordial (ver también el documento de debate 1). Existen muchas razones para ello, entre otras:

• A menudo es difícil distinguir entre los impactos del uso de la tierra y los efectos naturales o de origen humano, como las actividades mineras y el desarrollo urbanístico. En comparación con otros efectos naturales o de origen humano, los impactos de uso de la tierra son con frecuencia menores.

• Algunos impactos del uso de la tierra, como la sedimentación, podrían tener su efecto en escalas temporales dilatadas en el tiempo, lo cual supone un valor actual neto del impacto muy pequeño.

• Con respecto a algunos de los impactos del uso de la tierra, como los impactos sobre el régimen hidrológico y el transporte de sedimentos, parece existir una relación inversa entre la escala en la que se pueden observar los impactos y la escala en la que es importante la redistribución de beneficios. Estos impactos se pueden dejar sentir más fácilmente en cuencas de tamaño pequeño, mientras que el número de usuarios del agua se incrementa con el tamaño de la cuenca. Debido a que la magnitud de los impactos decrece con el tamaño de la cuenca en grandes cuencas, los costes y beneficios respectivos para el usuario individual podrían ser pequeños.

INSTRUMENTOS Y MECANISMOS PARA ESTABLECER LAS RELACIONES CUENCA ALTA-CUENCA BAJA

Los instrumentos se pueden agrupar en: instrumentos de regulación, instrumentos económicos, mecanismos de formación y sensibilización, mecanismos de mejora del acceso a los mercados, desarrollo organizativo y enfoques participativos.

Instrumentos de regulación

Los instrumentos de regulación (medidas de mando y control) se utilizan ampliamente en los países en desarrollo para proteger los recursos hídricos de las prácticas agrícolas, incluyendo la contaminación. En Alemania, la Ley Federal del Agua regula el establecimiento de zonas de protección del agua para preservar los recursos hídricos de abastecimiento público, las aguas subterráneas y los cursos hídricos de la sedimentación, los fertilizantes y los pesticidas. En estas zonas, se restringen o prohiben las prácticas que tienen un impacto negativo sobre los recursos hídricos, como la utilización de determinados pesticidas. Los agricultores que sufren pérdidas económicas derivadas de estas restricciones tienen derecho a una compensación estatal (Kraemer and Buck, 1997).

En Tailandia, se han realizado diferentes intentos para proteger las cuencas, imponiendo restricciones en el uso de la tierra de acuerdo con la vulnerabilidad de la zona. La superficie total de tierra dentro de la cuenca se ha dividido en cinco clases, desde las tierras altas forestales con fuertes pendientes (clase 1a) a las zonas llanas o de suaves pendientes con agricultura intensiva (clase 5). Las cuencas más vulnerables, que comprenden el 16 por ciento de la superficie total de tierra en Tailandia, han sido protegidas de cualquier uso, excepto de la restauración forestal y ecológica, incluyendo la evacuación de la población residente en estas zonas. Este enfoque, sin embargo, no se considera factible. Existe una fuerte presión política por parte de la población rural que demanda una compensación por la reubicación y las restricciones impuestas en sus tierras, así como limitada capacidad de las autoridades para imponer la ley. Como consecuencia, el gobierno ha otorgado una amnistía a los ocupantes ilegales de los bosques (Krairapond y Atkinson, 1998).

Instrumentos económicos

Entre los instrumentos económicos para distribuir los costes y beneficios derivados de los impactos del uso de la tierra sobre los recursos hídricos, entre los agentes implicados de una cuenca se incluyen las ayudas, los impuestos y la transferencia de los derechos de la propiedad o de uso de la tierra, las aguas y los vertidos.

Subsidios

Los subsidios incluyen los pagos directos o indirectos, como las exenciones en el pago de im-puestos, regulación en los precios y las medidas de protección por parte del estado, para alcanzar determinados objetivos. Con respecto a los impactos en el uso de la tierra sobre los recursos hídricos, existen sistemas de subsidios directos e indirectas en curso, que tienen como objetivo compensar a los agricultores por los costes que entraña la protección de las aguas.

El sistema de impuestos del agua en la provincia de Baden-Württemberg, Alemania, por ejemplo, ilustra el uso de subsidiod tanto directos como indirectos. Se grava con un impuesto a toda la superficie donde se extraen aguas superficiales y subterráneas. Los fondos obtenidos se utilizan para financiar los pagos compensatorios a los agricultores por las restricciones en el uso de fertilizantes en las zonas protegidas (pago directo). Los agricultores pueden, a su vez, conseguir una bonificación de hasta el 90 por ciento en el pago de los impuestos del uso del agua para fines agrícolas (pago indirecto). Sin embargo, este subsidio está subordinado a llevar a cabo todas las medidas necesarias de ahorro de agua y a utilizar las aguas superficiales en vez de las aguas subterráneas (Kraemer and Buck, 1997). Esta última condición se explica por el hecho de que el agua subterránea es la principal fuente de abastecimiento de agua para uso doméstico en Alemania.

En el Acuerdo de Cuenca de la Ciudad de Nueva York, los propietarios de los bosques tienen derecho a una bonificación de hasta el 80 por ciento en sus impuestos sobre la propiedad si preparan un plan de gestión forestal y se comprometen ellos mismos a llevarlo a cabo durante un periodo de 10 años. El plan de gestión incluye medidas para la conservación de la cantidad y calidad de las aguas (página web del New York Watershed Agricultural Council; Tobias, 1999).

En el Reino Unido, un programa de ayudas compensa a los agricultores que adoptan prácticas agrícolas para reducir el lixiviado de nutrientes, como el empleo restringido de fertilizantes o la conversión de tierra de labor a pastos (Kraemer y Buck, 1997).

Impuestos

Los impuestos constituyen otro instrumento empleado para paliar los efectos negativos de las prácticas de uso de la tierra sobre los recursos hídricos. El incentivo económico para el agricultor es similar al caso de los subsidios. Sin embargo, hay una diferencia fundamental: en el caso de los subsidios, el gobierno paga al agricultor para evitar contaminar, mientras que en el caso de los impuestos, el agricultor paga por las actividades que incrementan la contaminación o incluso por contaminar. En lo que respecta a los derechos de la propiedad, los subsidios confieren implícitamente al agricultor derechos ambientales de la propiedad, mientras que en el caso de los impuestos, los derechos se asignan al conjunto de la sociedad y el agricultor tiene que pagar para utilizarlos.

Entre otros posibles enfoques, se incluyen los impuestos sobre los factores de producción agrícolas (fertilizantes, pesticidas), los impuestos basados en el equilibrio de nutrientes y los impuestos basados en la concentración de los efluentes. Los primeros son fáciles de llevar a cabo pero su impacto ambiental es a menudo más bajo de lo esperado por diferentes razones (ver discusión en Lankoski, 1996). Paradójicamente, su efecto principal podría ser la reducción de los ingresos del agricultor. Otros enfoques alternativos, como el basado en el equilibrio de nutrientes o la concentración del efluente, podrían ser más efectivos en el control de la contaminación. Su ejecución, sin embargo, presenta grandes dificultades debido a los problemas relacionados con la evaluación de contaminación difusa.

Derechos de propiedad o de uso flexibles

Una manera de proteger los recursos hídricos de los impactos en el uso de la tierra es a través de la adquisición de títulos de propiedad o de uso de la tierra. El Acuerdo de Cuenca de la Ciudad de Nueva York es un buen ejemplo de este enfoque. En virtud de este acuerdo, la Ciudad de Nueva York puede comprar tierras en zonas sensibles (en la proximidades de los cursos hídricos, las zonas húmedas y los embalses) en las partes altas de las cuencas para proteger el abastecimiento a la población. Estas tierras son abandonadas o se pueden utilizar únicamente para ciertos usos recreativos, como caminar o pescar, con un permiso especial. Alternativamente, la ciudad se reserva el derecho a comprar las tierras que entienda que pueden afectar negativamente a la conservación de las aguas. Bajo este acuerdo, la tierra permanece en propiedad del dueño original. Sin embargo, el propietario renuncia al derecho de realizar actuaciones sobre la tierra, como edificar o construir carreteras. Este acuerdo se puede otorgar por un tiempo indefinido (Tobias, 1999).

Otra posibilidad para reducir el impacto del uso de la tierra es introducir un sistema de permisos de la contaminación de los ríos. Un ejemplo de dicho instrumento es el programa de reducción de la salinidad dentro de la cuenca del río Murray-Darling en Australia. En vista del creciente coste de la salinidad para los usuarios (ciudades, industria y agricultura), los tres estados ribereños financiaron conjuntamente un programa para derivar la filtración de aguas subterráneas salinas en la parte baja de la cuenca, con lo cual descendió la salinidad aguas abajo. A cambio, los estados situados en la cuenca alta reciben derechos para verter el agua salina de drenaje de riego dentro de los límites definidos. Un estado puede incrementar su «crédito de salinidad» contribuyendo a los costes de futuros proyectos de tratamiento de las aguas subterráneas. El número limitado de derechos para el vertido de sales ha conducido a grandes mejoras en las prácticas de riego y en la eficiencia en el uso del agua en los estados situados en las partes altas de la cuenca. Los costes para las mejoras son compartidos por la comunidad y el gobierno estatal. Este último tiene incentivos para contribuir a las mejoras evitando tener que invertir en proyectos que incrementen los derechos de vertido de sales (página web de la Murray-Darling Commission).

Formación y sensibilización

Los programas de formación son utilizados para fomentar la adopción de prácticas agrícolas menos contaminantes entre los agricultores. En el Programa Agrícola de Cuenca de la Ciudad de Nueva York, los agricultores pueden participar en la auditoría ambiental de sus propias explotaciones, lo cual incluye la identificación de fuentes potenciales de contaminación, límites de contaminación y áreas hidrológicas sensibles (página web del Consejo Agrícola de Cuenca de Nueva York; Walter y Walter, 1999). De forma similar, en el Reino Unido, un programa del Ministerio de Agricultura ofrece a los agricultores visitas gratuitas a explotaciones para preparar evaluaciones de prevención de riesgos por contaminación y planes de gestión de residuos (Kraemer y Buck 1997).

Estos programas están normalmente asociados a un programa de incentivos cuyo objetivo es reducir los riesgos por contaminación y mejorar el desempeño económico de la explotación. En el caso de Nueva York, por ejemplo, los agricultores reciben ayuda financiera por la instalación de estructuras de prevención de la contaminación, como las tuberías de hormigón.

Apoyo a los mercados

La mejora en el acceso de los agricultores de la cuenca alta a los mercados de la cuenca baja es otro mecanismo para mejorar la cooperación entre agentes implicados. Se puede incrementar el ingreso de los agricultores y, en el acuerdo marco de cuenca, se puede utilizar como un incentivo para la conservación de los recursos (Preston, 1997). Por ejemplo, en el Programa Agrícola de Cuenca de la Ciudad de Nueva York, los restaurantes, mercados y comerciantes se han comprometido a comprar los productos procedentes de los agricultores que participan en dicho programa (página web del Consejo Agrícola de Cuenca de Nueva York).

Organizaciones

El desarrollo organizativo es un requisito previo para una ejecución con éxito de los instrumentos que establecen las relaciones entre los usuarios de la tierra en la cuenca alta y los usuarios del agua en la cuenca baja.

Las organizaciones tienen dos funciones importantes:

En primer lugar, suministran un foro de intercambio entre los agentes implicados. El marco institucional en la cuenca del río Murray-Darling es un buen ejemplo de dicha entidad. Está compuesto por tres cuerpos: el Consejo Ministerial y la Comisión de Cuenca del Murray-Darling, que forman los ministerios de los estados ribereños y el Gobierno Federal Australiano, y el Comité Consultivo de la Comunidad, que está compuesto por representantes de las diferentes subcuencas que conforman la cuenca, junto con los grupos de especial interés. Dentro de este marco, las decisiones se toman teniendo en cuenta el reparto de los recursos hídricos y los costes de gestión, así como la planificación de la gestión de la cuenca a largo plazo. Las decisiones se toman de forma unánime por el Consejo Ministerial y la Comisión de Cuenca, es decir, con el consentimiento de todos los estados ribereños (página web de la Comisión de Cuenca del Murray-Daring).

En segundo lugar, las organizaciones juegan un papel crucial como un foro que consolida los intereses y opiniones de grupos de usuarios dispersos, como los agricultores de la cuenca alta. Un ejemplo es el Consejo Agrícola de Cuenca en Nueva York. Este organismo fue formado por agricultores y líderes de agroindustrias de la cuenca alta de la Ciudad de Nueva York con la intención de negociar el Acuerdo de Cuenca con la Ciudad de Nueva York. El Consejo gestiona en la actualidad el Programa Agrícola de Cuenca, que tiene como finalidad asegurar el abastecimiento de agua potable a la ciudad (Walter y Walter, 1999).

Enfoques participativos

Los enfoques participativos para paliar los impactos negativos de las prácticas de uso de la tierra sobre los recursos hídricos se aplican con frecuencia para mejorar la gestión de los recursos naturales, por ejemplo mediante la conservación de suelos y aguas y para incrementar la sostenibilidad, incluyendo a la población local en el proceso de participación y de ejecución. Además de los beneficios ambientales, el objetivo de los enfoques participativos incluye los beneficios económicos, como la mejora de los ingresos de los agricultores y una mejor seguridad para su medio de vida, así como los beneficios sociales, como el establecimiento de organizaciones y la reducción de la emigración.

Normalmente, la planificación de cuenca y los proyectos de gestión participativos se centran en la comunidad y recogen sólo pequeñas superficies. Las revisiones bibliográficas muestran que los proyectos de gestión de cuenca participativos en este nivel han tenido mucho éxito y han dado mejores resultados que los proyectos de conservación de suelos y aguas que se centraban en explotaciones individuales (Hinchcliffe et al. 1995; Farrington y Lobo, 1997).

Sin embargo, surgen algunos problemas cuando se utilizan enfoques participativos para afrontar los problemas entre las comunidades de la cuenca.

En primer lugar, debido a la pequeña escala de este enfoque, los beneficios afectan principalmente a los agricultores que participan. En segundo lugar, en ocasiones la cuenca hidrológica no es socialmente representativa como unidad de planificación para la población local, como en el caso de que una comunidad ocupe diferentes cuencas. Para que el enfoque participativo funcione, la superficie objeto de planificación tendría que estar ajustada, lo cual podría hacer más difícil el establecimiento de relaciones cuenca alta-cuenca baja (FAO, 1996; FAO, 1998). En tercer lugar, el aumento en la escala de los enfoques participativos a unidades de cuenca de mayor tamaño es complicado ya que supone la cooperación de agencias gubernamentales y el establecimiento de organizaciones de cuenca. En particular, esto se aplica en el desarrollo del proyecto. En el Estudio de caso de sistemas de riego en Sri Lanka, se encontró que mientras que la disponibilidad de agua se incrementaba, en teoría, a través de una planificación participativa en las subcuencas, se demostró que la ejecución de estos planes era imposible debido a una falta de organizaciones en la cuenca y a que el gobierno era reacio a apoyar los planes (Jinapala et al., 1996).

CONCLUSIÓN: CRITERIOS PARA UNA BUENA EJECUCIÓN DE LOS INSTRUMENTOS QUE ESTABLECEN LAS RELACIONES CUENCA ALTA-CUENCA BAJA

Como primer resultado del estudio, se pueden formular los siguientes criterios para la buena ejecución de los instrumentos necesarios:

• El impacto del uso de la tierra de la cuenca alta sobre el uso del agua en la cuenca baja está bien entendido.

  Un claro entendimiento del impacto del uso de la tierra es un requisito previo esencial para establecer las relaciones cuenca alta-cuenca baja. Ya que los impactos del uso de la tierra varían enormemente debido a las condiciones específicas de cada sitio, estos se deben evaluar cuidadosamente en cada caso (ver el documento de debate 1).

• El impacto del uso de la tierra sobre los recursos hídricos domina claramente sobre los impactos naturales o de origen humano.

  En muchos casos, los impactos naturales o de origen humano enmascaran los impactos del uso de la tierra. En estos casos, las relaciones cuenca alta-cuenca baja que se centran en los usos de la tierra, sólo tendrán éxito si se puede establecer que el uso de la tierra en la cuenca alta es el factor dominante que determina la disponibilidad y la calidad del agua en la cuenca baja. Esto podría llegar a ser más complejo a medida que se incrementa el tamaño de la cuenca del río (ver el documento de debate 1). Para las cuencas andinas, por ejemplo, se ha estimado que los deslizamientos de tierra que se producen en años de alta precipitación, la erosión de las márgenes fluviales, las carreteras y el desarrollo urbanístico causan más erosión que las actividades agrícolas (Estrada y Posner, 1999).

• Los grupos de agentes implicados son limitados en número y están bien organizados.

  Cuanto menor es el número de grupos de agentes implicados que habitan en una cuenca, más fácil será establecer las relaciones cuenca alta-cuenca baja. De forma similar, si los usuarios de la tierra y del agua están bien organizados (en asociaciones de productores, grupos de usuarios del agua, o a través de un organismo de aguas municipal), el establecimiento de las relaciones será más efectivo que si no existe conexión alguna entre los intereses dentro de un grupo, como los agricultores situados en la cuenca alta.

• Se puede cuantificar el impacto económico sobre los agentes implicados.

  En el caso de Nueva York, por ejemplo, el coste de instalación de un equipo de filtrado para el abastecimiento de agua potable era de 6 000 a 8 000 millones de dólares americanos (Hofmann, 1999), mientras que las medidas de protección de la cuenca en su parte alta suponían un coste de 600 millones de dólares americanos, suministrando un buen incentivo para invertir en protección de cuencas (Watershed Protection Update).

• La diferencia en costes entre alternativas debe ser lo suficientemente alto como para constituir un incentivo para la participación en el programa.

  Si los costes para los usuarios situados en la cuenca baja son pequeños o se producen en un futuro distante, los usuarios no invertirán probablemente en la protección de la parte alta de la cuenca. Por ejemplo, en Colombia, los gestores de una presa hidroeléctrica en la cuenca del río San Antonio eran reacios a fi nanciar la conversión de plantaciones intensivas de café que producían una fuerte erosión en la cuenca alta de la presa porque, con las tasas actuales de erosión, la capacidad hidroeléctrica sólo se vería afectada dentro de 80 años (Estrada y Posner, 1999).

  Sin embargo, la ausencia de un valor económico suficiente para los usuarios de la cuenca baja, no implica que la protección de la cuenca no sea necesaria. En algunos casos, los usuarios de la cuenca baja, aunque dependientes de los recursos, no llevan a cabo actividades que generen los suficientes ingresos (como la agricultura de subsistencia) para financiar las medidas de conservación en la cuenca alta (Estrada y Posner, 1999). En otros casos, podría haber impactos que afectan bienes ambientales que no tienen un valor económico (como ecosistemas acuáticos que sólo dependen de un caudal mínimo ecológico).

• Hay un compromiso político para establecer las relaciones cuenca alta-cuenca baja.

  Si están desarrolladas las relaciones entre los usuarios de la cuenca alta y de la cuenca baja, debe existir un compromiso por parte del gobierno que tenga jurisdicción en la cuenca. Los gobiernos nacionales y locales pueden actuar como importantes precursores y dar un apoyo institucional a los programas de relaciones cuenca alta-cuenca baja. De forma contraria, si las relaciones cuenca alta-cuenca baja no tienen el apoyo de los gobiernos, será difícil llevar a cabo programas que vayan más allá del tamaño de la comunidad.

• Hay un marco institucional y legal que facilita la ejecución de instrumentos de conexión.

  Muchos instrumentos de relación requieren un entorno institucional y legal estable para su ejecución. Por ejemplo, para la transferencia de derechos de propiedad sobre la tierra y el agua, es imperativo que estos derechos estén definidos y asignados a los usuarios de la tierra y el agua, en primer lugar. Igualmente, si se llevan a cabo instrumentos de regulación, es necesario que haya instituciones que hagan cumplir dichas regulaciones.

BIBLIOGRAFÍA

Abernethy, C.L. 1998. Institutions and processes for sharing water among multiple types of use. Agriculture and Rural Development, 2: 10-13.

Bakker, M., Barker, R., Meinzen-Dick, R., & Konradsen, F. (eds) 1999. Multiple uses of water in irrigated areas: A case study from Sri Lanka. SWIM Paper 8. Colombo, Sri Lanka: IWMI.

Barrow, C.J. 1998. River basin development planning and management: A critical review. World Development, 26 (1): 171-186.

Dourojeanni, A., & Jouravlev, A. 1999. El Código de Aguas en Chile: Entre la ideología y la realidad. Document LC/L.1263-P. Santiago, Chile: CEPAL.

Estrada, R.D., & Posner, J. 1999. Heresy from the hilltop: How useful is the watershed as an organizing principle for research and development? Draft Paper. Lima, Peru: CONDESAN. (http: //www.inrm.cgiar.org/documents/centers/heresy2.pdf)

FAO. 1994. Water policies and agriculture. in: The State of Food and Agriculture: 228-297.

FAO. 1994a. Preparing national regulations for water resources management. Principles and practice. Preparado por Burchi, S. FAO Legislative Study, No. 52.

FAO. 1995a. Water sector policy review and strategy formulation. A general framework. FAO Land and Water Bulletins. No.3.

FAO. 1995b. Reforming water resources policy. A guide to methods, processes and practices. FAO Irrigation and Drainage Papers, No.52.

FAO. 1995c. Methodology for water policy review and reform. FAO Water Reports, No.6.

FAO. 1996. Steps towards a participatory and integrated approach to watershed management. Report of the Inter-regional Project for Participatory Upland Conservation and Development, GCP/INT/542/ITA, FAO/Italy Cooperative Programme. Tunis. Preparado por Fé d’Ostiani, L., & Warren, P. (eds).

FAO. 1998. Developing participatory and integrated watershed management. A case study of the FAO/Italy Inter-regional project for Participatory Upland Conservation and Development (PUCD). Preparado por Warren, P. FAO Community Forestry Case Study Series, No. 13.

Farrington, J., & Lobo, C. 1997. Scaling up participatory watershed development in India: Lessons from the Indo-German watershed development programme. ODI, London, Natural Resource Perspectives. No. 17.

Hearne, R.R., & Trava, J.L. 1997. Water markets in Mexico: Opportunities and constraints. IIED, London, Discussion Paper, No.97-01.

Hinchcliffe, F., Guijt, I., Pretty, J.N., & Parmesh, S. 1995. New horizons: The economic, social and environmental impacts of participatory watershed management, IIED, London, Gatekeeper Series, No. 50.

Hoffman, R. 1999. The New York Ciy Watershed Agreement. Water Resources Impact 1(5): 2-4.

Jinapala, K., Brewer, J.D., & Sakthivanidivel, R. 1996. Multi-level participatory planning for water resourcs development in Sri Lanka. IIED, London, Gatekeeper Series, No. 62.

Kraemer, A., & Buck, M. 1997. Water subsidies and the environment. Report OCDE/GD(97)220. Paris: OECD.

Krairapanond, N., & Atkinson, A. 1998. Watershed management in Thailand: Concepts, problems and implementation. Regulated Rivers: Research and Management, 14: 485-498.

Lankoski, J. 1996. Controlling agricultural nonpoint source pollution: The case of mineral balances. Discussion Paper No. 116. Geneva: UNCTAD.

Le Moigne, G., Easter, K.W., Ochs, W.J., & Giltner, S. (eds) 1994. Water policy and water markets. World Bank Technical Paper, No. 249.

Lyon, R.M. 1989. Transferable discharge permit systems and environmental management in developing countries. World Development, 17 (8): 1299-1312.

Murray-Darling Basin Commission. 1999. Página web: http://www.mdbc.gov.au (17/11/99).

New York Watershed Agricultural Council. 1999. Página web: http://www.nycwatershed.org (18/ 11/99).

Perry, C.J., Rock, M., & Seckler, D. 1997. Water as an economic good: A solution, or a problem? IIMI, Colombo, Research Report No. 14.

Pratt, D.J., & Preston, L. 1998. The economics of mountain resource flows. Unasylva, 49(195): 31-38.

Preston, L. (ed) 1997. Investing in mountains: Innovative mechanisms and promising examples for fi nancing conservation and sustainable development. Franklin, WV, USA: The Mountain Institute.

Rhoades, R.E. n.d. Participatory watershed research and management: Where the shadow falls. IIED, London, Gatekeeper Series, No. 81.

Sanders, D.W., Huszar, P.C., Sombatpanit, S., & Enters, T. (eds) 1999. Incentives in soil conservation: From theory to practice. New Delhi: Oxford & IBH.

Tobias, D. 1999. Protection of New York City’s water supply through land acquisition and stewardship. Water Resources Impact, 1(5): 9-15.

Walter, M.T., & Walter, M.F. 1999. The New York City Watershed Agricultural Program: A model for comprehensive planning for water quality and agricultural economic viability. Water Resources Impact, 1(5): 5-9.

Watershed Protection Update. 1999. Página web: http://www.ci.nyc.ny.us/html/news/wsprot.html (12/11/1999).