Samuel H. Kunkle
Samuel H. Kunkle es hidrólogo forestal de la FAO en Roma. Anteriormente trabajó en el Servicio Forestal de los Estados Unidos, como jefe de la Subdirección de Calidad del Agua, cuya jurisdicción abarca 20 de los Estados del este. Ha trabajado también en los servicios forestales de Suiza y de Dinamarca.
El agua dulce que utiliza el hombre viene de los bosques y de ellos depende su calidad. El autor estudia las influencias de las operaciones forestales sobre las aguas subterráneas y da a conocer la manera de proyectarlas para proteger su calidad.
Las tierras boscosas, como suelen hallarse a cierta altura, son las primeras en captar la mayor parte de la precipitación anual y después la dejan escurrir poco a poco hacia los vastos terrenos que quedan más abajo. La vegetación forestal casi siempre constituye la protección mejor y más natural de los ríos, pues contribuye a mantener la buena calidad de las aguas y a estabilizar su caudal. Por lo tanto, los bosques constituyen la fuente principal del agua dulce que emplea el hombre.
De lo dicho se desprende a las claras que la ordenación de los bosques en todos sus aspectos ejerce una influencia importante y continua sobre el régimen de las aguas de toda una cuenca, hecho que el forestal debe tener siempre presente. Pero a menudo no es así. Sumido en las numerosas preocupaciones económicas y administrativas de la ordenación cotidiana del bosque, suele olvidar que es él el principal ordenador de las aguas, no sólo en su jurisdicción, sino hasta una gran distancia aguas abajo, incluso hasta lugares que jamás visitará y que quizá se encuentren más allá de las fronteras de su propio país.
La utilización que hace el hombre de las superficies boscosas es, por lo tanto, sobre gran parte del globo terráqueo la principal influencia en relación con el caudal de sus ríos, es decir con sus características, las pérdidas de agua de las cuencas, las inundaciones, la disminución de la cantidad de agua y la calidad de la misma. Al respecto nos ocuparemos de la calidad del agua y, de paso, de su contaminación y, especialmente, de la sedimentación debida a la extracción y a los caminos forestales, a los efectos de la corta rasa sobre las características químicas y sobre la temperatura del agua, a los efectos problemáticos de los plaguicidas y otras sustancias tóxicas y a la forma en que deben emplearse, a la eliminación de desechos en los bosques y a algunos de los efectos de los caminos y de las carreteras sobre los ríos de las cuencas forestales.
Como en las zonas urbanas la contaminación suele deberse a causas evidentes en gran parte, su solución suele ser clara (aunque costosa). En las zonas rurales y silvestres, en cambio, la calidad del agua es una función compleja de los procesos hidrológicos, de las condiciones climáticas, de las reacciones biológicas y de la interacción de otros factores. Para estudiar los ríos de las áreas silvestres, por lo tanto, es preciso conocer algunos de los procesos hidrológicos.
Hace alrededor de 10 años, los investigadores elaboraron un concepto nuevo importantísimo de la escorrentía del agua por las superficies boscosas, a saber, el concepto de área variable de afluencia. En la actualidad, se considera que este concepto explica la esencia de la escorrentía de las aguas en muchas superficies boscosas y en él se basan, en su mayoría, las interpretaciones de las influencias sobre la calidad del agua.
El concepto de área variable de afluencia se basa en el hecho de que, en muchas superficies cubiertas de una buena vegetación forestal y especialmente en zonas lluviosas, la escorrentía de las aguas se produce de acuerdo con el siguiente proceso: durante una lluvia torrencial típica el agua se escurre sólo por la superficie de una pequeña parte de la cuenca que rodea el cauce del río, mientras que en las partes más altas de la cuenca el agua se infiltra forma una corriente subterránea y no llega al río sino mucho después del fin del trazado del «hidrograma de escurrimiento». Por lo tanto, el gran aumento del caudal que se observa durante una lluvia torrencial se debe a que las aguas se escurren en una parte muy pequeña de la cuenca, de manera que el hidrograma refleja sólo una reducida proporción de la lluvia total caída sobre la cuenca (Betson y Marins, 1969; Dunne y Black, 1970: Hewlett y Nutter, 1970; Whipkey, 1965). Por ejemplo, en las investigaciones realizadas en cuencas rurales y boscosas, el autor ha observado que generalmente sólo del 5 al 10 por ciento de la lluvia caída se refleja en el correspondiente hidrograma, que es la representación gráfica del caudal del río durante la tormenta y después de la misma. De suma importancia es el hecho de que las mediciones hechas en el terreno revelan que el porcentaje del agua caída que se escurre proviene principalmente de las áreas cercanas al cauce del río. La superficie de escorrentía, o sea, la superficie variable de afluencia, aumenta durante la lluvia, como puede verse en la Figura 1, que se basa en una serie de mediciones del agua subterránea y superficial y del caudal del río, realizadas en el terreno (Kunkle, 1971).
1. PROCESO DE ESCORRENTÍA DE LAS AGUAS POR LA SUPERFICIE
¿Qué significado tienen estos conceptos hidrológicos para la polución de las aguas en las superficies boscosas? Se pueden hacer las siguientes afirmaciones de carácter general:
- Dado que en los terrenos cubiertos de una buena vegetación forestal el agua que se escurre por la superficie suele provenir en gran parte de los terrenos que quedan cerca del cauce del río, la probabilidad de que los contaminantes sean arrastrados por las aguas hasta el río durante las lluvias suele estar en función directa de la distancia entre aquellos y el cauce del río (por ejemplo, a sólo 50 m del cauce del río la escorrentía de las aguas por la superficie per se suele ser relativamente rara en un bosque). De lo dicho se desprende, evidentemente, la necesidad de fajas protectoras a lo largo de los ríos.- La escorrentía de las aguas, y por ende el arrastre de contaminantes por la superficie, es también frecuente en los terrenos helados, pantanosos, poco profundos o con afloramientos rocosos y en aquellos donde la deforestación, el pastoreo abusivo, los incendios y la erosión provocados por el hombre han destruido la vegetación protectora.
- Los contaminantes de la superficie, o sea, los sedimentos, las partículas orgánicas bactéricas y las sustancias más solubles son arrastrados por las aguas corrientes en proporción a su caudal. La proporción de arrastre de contaminantes de la superficie (kg/minuto) es relativamente elevada durante las lluvias, porque aumentan tanto la concentración de aquellos como el caudal de los ríos.
- En general, mientras más tiempo dura la lluvia, más aumenta la superficie en que se escurre el agua y, por ende, el arrastre de contaminantes desde la superficie de la cuenca. Además, mientras más húmeda está la tierra antes de la lluvia, mayor es la superficie desde la que se escurre el agua. La importancia del estado del tiempo antes de la aplicación de herbicidas, por ejemplo, es evidente.
- Las sustancias disueltas que se infiltran en las partes más altas de la cuenca son absorbidas por el suelo (por ejemplo, PO4 - P se absorbe a menudo), pero pueden descender hasta el agua subterránea y aparecer más tarde en la de los ríos (como en el ejemplo de las sales aplicadas a las carreteras que se da más adelante). En muchos casos, las sustancias disueltas están en relación inversa al caudal del río. (Nota: las sustancias químicas naturales de los ríos, por ejemplo los bicarbonatos, también están generalmente en relación inversa.) Por otra parte las partículas, como las bacterias, son atrapadas rápidamente por el suelo (Romero, 1970; Salvato et al., 1971).
- Cuando aumenta la industrialización, la lluvia que cae sobre las superficies boscosas no es necesariamente «agua pura». Por ejemplo, en los lugares donde llega el viento desde industrias que emplean mercurio, los contaminantes pueden ser muy superiores a lo normal, tanto en el agua de lluvia como en la nieve y en la vegetación (Holden, 1972).
- Debido al proceso de la superficie variable de afluencia del agua hacia los ríos, en virtud del cual la mayor parte de la superficie de la cuenca no está sujeta a la lixiviación normalmente, es útil tratar de hacer balances de la contaminación en kg/ha, vacas/ha u otros criterios basados en la superficie. Por ejemplo. los kg/ha de fertilizantes aplicados a una cuenca no son tan importantes como el lugar concreto donde se aplican. Los suelos de la parte superior de las cuencas suelen ser filtros muy eficaces.
Es claro que estas reglas tienen excepciones. Muchos de los conceptos que se aplican a la escorrentía del agua de lluvia valen también para la nieve derretida, especialmente cuando la capa de nieve impide la congelación profunda del terreno.
El sedimento es la forma más corriente de contaminación del agua. La erosión del suelo suele producir río abajo daños graves y onerosos como, por ejemplo, el entarquinado de los embalses (Figura 2); la suspensión del sedimento en las aguas, que causa daño a los peces (Tabo. 1968) y eleva los costos de tratamiento de los suministros de agua potable; los daños a los canales de riego, puentes y otras obras; el entarquinamiento, que eleva el nivel de las inundaciones fluviales; los daños que menoscaban los valores estéticos y biológicos de los lagos; y la tendencia a aumentar la escorrentía superficial de las tierras erosionadas durante las inundaciones y disminuir los caudales de los ríos en la estación seca, de manera que la contaminación es más grave cuando el caudal es escaso porque la dilución es menor.
Los métodos erróneos de corta de madera pueden ser causa de graves problemas de sedimentación que el forestal está en condiciones de controlar en su mayoría. Por ejemplo, en un estudio de corta y extracción, la turbidez del río más abajo de una corta rasa era de 56000 partes por millón, en comparación con sólo 5 ppm en los ríos adyacentes de las partes no cortadas (Hornbeck, 1968). La turbidez es un índice óptico del sedimento en suspensión que sirve para medir la concentración de sólidos en el agua Kunkle y Comer, 1971).
Además, el mismo estudio y otros han demostrado que, si la explotación va acompañada de medidas de conservación idóneas, la turbidez se mantiene casi tan baja como en los ríos que están bajo terrenos no explotados, y en su mayor parte está por debajo de los 10 mg/litro, que es la norma del agua potable (U.S. Environmental Protection Agency, 1972). Entre las medidas de conservación necesarias se cuentan:
- Dejar franjas sin cortar a lo largo de los ríos.- Emplear maquinaria de corta que perjudique menos al suelo.
- Moderar el gradiente de los caminos manteniéndolo por debajo del 10 por ciento.
- Trazar los caminos y las alcantarillas de manera que se evite la canalización del agua que se escurre por la superficie (Aubertin y Patric, 1972; Hornbeck, 1968).
Como es lógico, hay límites, ya que ciertas zonas forestales son sencillamente demasiado empinadas y erosionables para que estas medidas puedan dar buenos resultados 0 ser económicas, y en tal caso no es aconsejable cortar los árboles.
Cuando se cortan los árboles a lo largo de los ríos puede aumentar la temperatura del agua. Por ejemplo, en un proyecto de investigación se observó que la corta de los arboles hizo subir la temperatura del agua en más de 6°C sobre lo normal, la cual no puede soportar la trucha. En cambio, cuando se dejó intacta la vegetación de las riberas, la contaminación térmica del río no se produjo (Swift y Messer, 1971).
El problema de la eutroficación no es nuevo y ya lo estudiaban los limnólogos en los lagos de Suiza antes de comenzar este siglo. No obstante, se tiene hoy en día más conciencia de que se están arruinando los lagos debido al crecimiento exuberante de algas y otros vegetales. La descomposición de las algas puede ser perjudicial para los peces y para las instalaciones de agua potable, porque disminuye el oxigeno y se presentan problemas relacionados con el sabor, el olor y la toxicidad del agua. Estos problemas que plantean las algas son especialmente críticos cuando se producen en los lagos de zonas forestales frecuentados por muchas personas, provenientes en su mayoría de ciudades densamente pobladas, que van a disfrutar de ellos.
Hay varias teorías sobre la causa exacta de la eutroficación. La mayoría de los limnólogos están de acuerdo en que los nutrientes, como el fósforo, el nitrógeno y la materia orgánica son los principales factores causales (Canada Centre for Inland Waters, 1970; Sawyer. 1965: Shapiro, 1970). En lagos sensibles, oligotróficos (relativamente estériles) ubicados en algunas zonas forestales. sólo pequeñas adiciones de nutrientes y de materia orgánica pueden ser causa de la transformación de las aguas cristalinas en una masa antiestética de algas (Figura 3).
La aplicación de fertilizantes y otras operaciones forestales suelen ser causa de que los nutrientes y la materia orgánica vayan a parar a los ríos y lagos, aumentando su nivel de eutroficación. En los próximos años, probablemente aumentará la aplicación de fertilizantes a los bosques, por ejemplo en Suecia, donde ya se están haciendo experimentos, y en el noroeste de los Estados Unidos, donde se espera que en los próximos 10 años se aplicarán fertilizantes a más de 40000 ha al año (Kunkle, 1973; Bullard, 1966). Será necesario estar más alerta frente a los problemas de eutroficación que se presenten.
Las instalaciones de recreo en los bosques, como pistas de esquí, casas de veraneo y campamentos, suelen ser fuentes de contaminación, especialmente debido a que, por lo general, se encuentran en lugares típicos cerca de los lagos y de los ríos, y, de acuerdo con la experiencia del autor, tienen instalaciones deficientes de eliminación de desperdicios, lo cual es causa de eutroficación y contaminación.
3. Masas de algas que flotan en la superficie de un lago debido a su eutroficación.
Otra fuente potencial de nutrientes y materia orgánica en los bosques son los restos del madereo (troncos, hojas, etc.) y la erosión del suelo a raíz del madereo, los incendios forestales y la construcción de caminos, ya que el sedimento arrastra los nutrientes hacia los ríos.
Los estudios a largo plazo realizados en la Boundary Waters Canoe Area, en la frontera de Canadá con los Estados Unidos (U.S. Forest Service, 1972), han permitido descubrir los siguientes factores, que indican especialmente el nivel eutrófico de los lagos y su grado de sensibilidad a la eutroficación:
- Parámetros químicos P, N, Fe y HCO3.
- Evaluaciones de la productividad primaria del plancton.
- Relación entre el perímetro y la superficie del lago.
- Color.
- Relación entre el volumen del lago y la cuenca fluvial (índice del intercambio de aguas).
- Constitución geológica del fondo del lago.
La corta rasa del bosque en algunos casos puede provocar el arrastre de nutrientes hacia los ríos, lagos y aguas subterráneas rompiendo el ciclo de los nutrientes del ecosistema forestal o haciendo aumentar la escorrentía superficial y la afluencia de sedimentos hacia los ríos. La investigación realizada en el noroeste de América del Norte revela un aumento de las sustancias químicas disueltas en el agua de los ríos después de los experimentos de corta rasa y quema de ramas en los bosques de abeto de Douglas (Fredriksen, 1970). En los 12 días siguientes a la quema de ramas, una corriente de agua más abajo de la corta rasa experimental mostraba un señalado incremento en el contenido de nutrientes, mientras que una corriente de control adyacente no quedaba afectada (Cuadro 1).
Durante casi dos años después de la corta rasa y quema de ramas, mientras retoñaba la vegetación, disminuyó la diferencia entre los nutrientes observados entre una y otra corrientes. Cabe observar que la corta sola, sin quema, hizo aumentar menos el contenido de nutrientes; por ejemplo, el fósforo en la corriente no aumentó. Gran parte de los nutrientes arrastrados se hallaban adheridos a las partículas de sedimento producido por la erosión.
Otro estudio experimental realizado en Nueva Inglaterra, donde se cortó toda la vegetación en una cuenca, reveló también que los nutrientes son arrastrados hacia los ríos (Bormann et al., 1968). Cabe observar que se trataba de cortas experimentales.
¿Qué sucede en una operación más ordinaria de corta? El estudio realizado en el oeste de Virginia, en el que se tomaron prolijas medidas de conservación para proteger los ríos, puso de manifiesto que la corta rasa no causó un cambio significativo de los nutrientes durante el primer año siguiente, «cuando se esperaba la máxima afluencia de nutrientes» (Aubertin y Patric, 1972).
Estos y otros estudios semejantes dan lecciones que hay que aprender; los procedimientos negligentes de corta de árboles pueden ocasionar la contaminación del agua por nutrientes; algunas cuencas, debido a las propiedades inherentes del suelo y otras características, son más propensas a dejar escapar los nutrientes después de la corta, y que las medidas idóneas de protección de los ríos durante la corta, especialmente el dejar franjas sin cortar a lo largo del cauce, permiten evitar todos los problemas significativos que plantean los nutrientes en muchos. probablemente en la mayoría de los casos. Revelan también que es clara la necesidad de más información sobre la investigación en la materia. Todavía no se conoce con claridad y es una interrogante abierta si el problema de los nutrientes es significativo o no, ni en qué grado, especialmente en relación con la eutroficación. Especialmente se necesitan orientaciones donde se indiquen con exactitud cuáles son las medidas de protección que conviene tomar durante la corta.
Muchas publicaciones de divulgación se refieren a los efectos perjudiciales del empleo de sustancias químicas venenosas en los ecosistemas naturales, y son muchos los estudios de casos documentados de mortandad de peces, de perjuicios a la fauna o al medio humano, como por ejemplo en Canadá, donde el DDT en un proyecto forestal en gran escala provocó una gran mortandad de peces (Kunkle, 1973).
El proceso de magnificación biológica, en virtud del cual las sustancias químicas se concentran en las cadenas alimentarias de los seres vivientes, hace peligroso el empleo de DDT, endrina, dieldrina y otros hidrocarburos clorados en el bosque. Antes de emplear plaguicidas conviene determinar si los beneficios son superiores a los peligros para «justificar» su aplicación. Queda mucho todavía por aprender acerca de los peligros a largo plazo del empleo de estas sustancias químicas en concentraciones bajas; según algunos científicos, se trata de un problema al que se ha restado importancia.
CUADRO 1. - MÉTODOS DE EXPLOTACIÓN FORESTAL Y CALIDAD DEL AGUA1
|
Nutrientes2 |
Corta rasa en una cuenca |
Cuenca testigo sin cortar |
|
|
Máximo |
Promedio |
Promedio |
|
|
...mg/litros... |
|||
|
NH3-N |
7,6 |
1,19 |
(no detectable) |
|
NO3-N |
0,60 |
0,43 |
0,01 |
|
Mg |
10,8 |
6,4 |
1,3 |
|
HCO3-C |
21,6 |
15,8 |
4,11 |
FUENTE: Servicio Forestal de los Estados Unidos.
1 Comparación de la concentración máxima de nutrientes químicos en dos ríos, después de la corta rasa y de la quema de ramas. En uno de los ríos. más abajo de la parte donde se efectué la corta rasa, se observó un neto aumento de los nutrientes (izquierda). En el río testigo cercano, el contenido de nutrientes no varió (derecha). Los altos niveles en el primer río se mantuvieron durante 12 días después de la quema de ramas. En los años siguientes disminuyeron lentamente, en diversa proporción, los niveles de los diferentes nutrientes.2 Valores en mg/litros; se midieron también otros parámetros.
Desde el punto de vista positivo, cabe reconocer que, tomando algunas precauciones, se pueden utilizar sin peligro algunas sustancias químicas en la ordenación de los bosques. especialmente herbicidas. Por ejemplo, Tarrant y Norris, al hacer la reseña de 30 estudios de campo de herbicidas, llegan a la conclusión de que: «Un resumen de los resultados de las investigaciones revela que muchos herbicidas y sus vehículos, cuando se emplean de manera responsable (el cursivo está añadido) pueden utilizarse para el control de la vegetación forestal con una mínima repercusión en la calidad del agua» (Kunkle, 1973).
Por lo tanto, se sabe que el forestal debe tomar ciertas precauciones cuando emplea herbicidas en el bosque. El autor recomienda las siguientes orientaciones que se basan en estudios y observaciones personales hechas en el terreno:
1. Conviene mantener la dosis de aplicación aérea en general en unos 6 kg/ha de ingrediente activo y emplear sólo sustancias ensayadas y autorizadas. Conviene evitar sustancias químicas recién aparecidas o poco conocidas. En varios países se publican listas de los herbicidas autorizados (Kunkle, 1973).2. Conviene evitar su aplicación en zonas pantanosas y cerca de los ríos y de los lagos, porque en estos lugares la escorrentía superficial es común; de manera que no hay que pulverizar plaguicidas en áreas a menos de 50 m de las zonas pantanosas y de los ríos.
3. Cuando se pulveriza desde aviones conviene que el tamaño de las gotitas sea de más de 200 micras. Una gota de 100 micras, por ejemplo, suele ser arrastrada por el viento a una distancia 10 veces mayor. (Nota: al efecto se pueden emplear dispositivos especiales a las boquillas para aviones [Kunkle y Law, 1972] y espesadores [Kunkle, 1973] que se mezclan con el líquido para que aumente el tamaño de las gotitas.)
4. Cuando se pulveriza, el viento debe tener una velocidad inferior a 8 km por hora y la altura debe ser lo más baja que la seguridad permita (por ejemplo, una gota de 200 micras es arrastrada 15-20 m cuando se rocía a 5 m de altura y a 50 m cuando se rocía a 10 m, con un viento de 8 km por hora).
5. Conviene evitar la pulverización cuando hay posibilidad de lluvia, porque el agua que corre por la superficie hace aumentar al máximo la probabilidad de contaminación de los ríos.
6. Es muy conveniente la prospección 0 vigilancia de las aguas para detectar los efectos de un exceso de contaminación y para que el forestal pueda verificar la idoneidad de sus orientaciones y perfeccionarlas en caso necesario.
7. Otros tipos de prospección quizá son convenientes, por ejemplo, el análisis biológico de los organismos acuáticos.
8. De ser posible, es siempre más seguro evitar del todo el empleo de sustancias químicas, por lo que es conveniente redoblar las investigaciones para descubrir métodos de control más seguros. La mayoría de los principios enunciados se aplican también a otras sustancias químicas.
Dada la actual preocupación por el ambiente, la eliminación de desperdicios quizá sea una de las funciones más valiosas de las superficies boscosas. Ha habido una demostración de interés en los últimos años por la utilización del bosque para la eliminación de las aguas del alcantarillado. El reciclado de los desperdicios en las superficies boscosas presenta algunas ventajas:
- Se evita la contaminación de los ríos que se produce cuando se vacían en ellos las aguas residuales.- Los nutrientes y la materia orgánica de los desperdicios son útiles para fertilización del bosque, especialmente cuando los suelos son mulos o están degradados, como por ejemplo en zonas donde ha habido minas a cielo abierto.
- La eliminación de los afluentes secundarios en los bosques puede ser más económica que la construcción y gestión de instalaciones de tratamiento terciario cuyo costo es elevado.
- El régimen hidrológico se puede mejorar devolviendo agua a la superficie del terreno, ya que, después de su purificación a través del suelo, pasa a enriquecer las reservas de agua subterránea.
- Muchos suelos son excelentes purificadores del agua y le quitan con eficacia los nutrientes y las bacterias, de manera que son un «filtro vivo». Sin embargo, no hay que olvidar ciertas desventajas como, por ejemplo, la contaminación del suelo con los metales que contienen los desperdicios.
La investigación más conocida en la materia es la que se realiza en la Universidad del Estado de Pensilvania, donde desde 1963 la aplicación de las aguas del alcantarillado al bosque (y a cultivos agrícolas) ha demostrado que las ventajas enumeradas anteriormente son posibles de alcanzar (Evans y Sopper, 1972). Se están realizando sobre esta materia muchas investigaciones y aplicaciones prácticas.
El empleo de desperdicios para mejorar los suelos degradados puede ofrecer una oportunidad excepcional de controlar la erosión, reincorporarlos a la producción e impedir la contaminación del agua. Por ejemplo, investigaciones preliminares recientes han revelado que el empleo de fango del alcantarillado para tratar terrenos después de una explotación minera a cielo abierto intensa quizá no haga posible su revegetación, que en todo caso es difícil si no imposible, pero muy posiblemente hará disminuir la cantidad de contaminantes, ácidos o no, que son arrastrados hacia los ríos (Lejcher y Kunkle, 1972).
La eliminación de los desperdicios sólidos, desde envases de material plástico hasta toda clase de desechos urbanos imaginables, suele realizarse en los claros de los bosques. Estos desperdicios pueden contaminar los ríos y lados a través del agua subterránea. Las concentraciones de contaminantes pueden ser elevadas en las aguas subterráneas que provienen de los basurales. Por ejemplo, la demanda química de oxigeno (COD) - índice corriente del contenido de materia orgánica - del agua que ha lavado un terraplén, puede ser de 8000 a 10000 mg/litro según algunos estudios y los niveles de contaminación orgánica, cationes y nitrógeno, 1000 mg/litro o más. No obstante, su filtración a través del suelo suele quitarle con eficacia la mayoría de los contaminantes orgánicos (por ejemplo, 4 m de tierra extrajeron el 95 por ciento del COD en un estudio). Los cloruros y los nitratos, ciertos metales y otras sustancias inorgánicas, que los suelos no adsorben fácilmente, pueden recorrer grandes distancias a través del terreno, especialmente cuando es arenoso y, a la larga, ir a parar a los lagos y a los ríos.
Por lo tanto, es importante depositar los desperdicios sólidos en terrenos bien drenados, evitando la proximidad de los ríos, lagos y pantanos (lugares donde el agua subterránea suele aflorar a la superficie) y de los pozos y manantiales. Los basurales se pueden utilizar también para hacer disminuir la lixiviación.
En los países fríos de Europa y América del Norte suele emplearse sal para derretir el hielo y la nieve de las carreteras, especialmente donde éstas atraviesan las cuencas a la sombra de los árboles. Los ríos se pueden contaminar con NaCl y otras sales. La sal aplicada no sólo es un contaminante que puede observarse en las corrientes de agua provenientes del derretimiento de las nieves, sino también en las aguas subterráneas que, mucho después, en el verano, se filtran hasta los ríos. Por ejemplo, se ha demostrado a través de investigaciones que en el verano un arroyo de una cuenca forestal, atravesada por una carretera, tenía cinco veces más sal al lado de abajo de la carretera que al lado de arriba o en comparación con un arroyo testigo cercano. En el verano, los manantiales que quedan al lado de abajo de la carretera se contaminaron con sal (Kunkle, 1972). Un estudio en gran escala realizado en Massachusetts, Estados Unidos, reveló además que los niveles de sal de las aguas subterráneas, en centenares de kilómetros cuadrados, han aumentado de 4 a 10 veces desde 1890, haciendo aumentar la polución del agua potable (Motts y Saines, 1969).
La calidad del agua de los ríos de las áreas boscosas se ve mucho más afectada por las actividades de ordenación de bosques y utilización de las tierras. Cuando la explotación se realiza en forma descuidada, se aplican productos químicos indiscriminadamente y se planifican mal los proyectos, puede producirse la contaminación de los ríos. Esta contaminación, que no suele ser tan concentrada como la de los terrenos que quedan río abajo, no deja de ser especialmente significativa, porque las cuencas boscosas suelen representar las últimas áreas donde el hombre puede disfrutar de agua pura. Además, estas áreas constituyen una importante fuente de agua potable, cada vez más escasa.
Es claro que las actividades forestales, con frecuencia, se pueden realizar sin provocar la contaminación de las aguas si, cuando se proyectan, se presta atención a la protección de los medios acuáticos. El papel del forestal es crucial para la protección del medio acuático, y del agua potable.
ANDERSON, D.A., KUNKLE, S.H. y HEDRICK, D.R., 1972, Affluence, effluence and new roles for forest hydrology in the East. National Symposium on Watersheds in Transition, p. 59-62. Urbana, Illinois American Water Resources Association.
AUBERTIN, G.M. y PATRIC, J.H., 1972, Quality water from clearcut forest land? Northern Logger and Timber Processer 20(8): 14-15, 22-23.
BERG, G., SCARPINO, P.V. y BERMAN, D., 1966, Survival of bacteria and viruses in natural waters. Proceedings National Symposium on Quality Standards for Natural Waters, p. 231-241. Ann. Arbor, University of Michigan.
BETSON, R.P. y MARINS, J.B., 1969, Source areas of storm runoff. Water Resources Research 5(3): 574-582.
BORMANN, F.H. et al., 1968, Nutrient loss accelerated by clear-cutting of a forest ecosystem. Science 159: 882-884.
BOUGHTON, W.C., 1970, Effects of land management on quality and quantity of available water: a review. Canberra, Australian Water Resources Council. 330 p.
BROWN, R.M. et al., 1970, A water quality index - do we dare? Water and Sewage Works October 1970. 5 p.
BULLARD, W.E., 1966, Effects of land use on water resources. Journal of the Water Pollution Control Federation, 38(4): 645-659.
CANADA CENTRE FOR INLAND WATERS, 1970, The control of eutrophication. Ottawa, Inland Waters Branch, Department of the Environment. 10 p. Technical Bulletin N° 26.
DUNNE, T. y BLACK, D.R., 1970, Partial area contributions to storm runoff in a small New England watershed. Water Resources Research, 6(5): 1296-1311.
EVANS, J.O., 1973, Possible effects of forest residues and forestry operations on surface water quality. Documento. Economic Commission for Europe Seminar on the Pollution of Waters by Agriculture and Forestry, Vienna, October 1973.
EVANS, J.O. y SOPPER, W.E., 1972, Forest areas for disposal of municipal agricultural and industrial wastes, documento presentado al Séptimo Congreso Forestal Mundial, Argentina, 1972. (En prensa)
FREDRIKSEN R.L., 1970, Comparative chemical water quality - natural and disturbed streams following logging and slash burning. Proceedings of a Symposium of Forest Land Uses and Stream Environment, School of Forestry, Oregon State University, Corvallis, p. 125-137.
GELDREICH, E.E., 1966, Sanitary significance of fecal coliforms in environment. Washington D.C., U.S. Federal Water Pollution Central Administration, 122 p. Publication WP-20-3.
HEWLETT, J.D y NUTTER, W.L., 1970, The varying source area of stream flow from upland basins. Documento. Symposium on Interdisciplinary Aspects of Watershed Management, Montana State University, August. 3-6, 1970, 19 p.
HOLDEN, A.V., 1972, Present levels of mercury in man and his environment. En International Atomic Energy Agency. Mercury contamination in man and his environment, p. 143-168. Vienna Technical Reports Series N° 137.
HORNBECK, J.W., 1968, Protecting water quality during and after clearcutting. Journal of Soil and Water Conservation 23: 19-20.
HUTCHINSON, F.E., 1970, Environmental pollution from highway deicing compounds. Journal of Soil and Water Conservation 25: 144-146.
KELLER, H.M., 1970, Der Chemismus kleiner Bäche in teilweise bewaldeten Einzugsgebieten in der Flyschzone eines Voralpentales. Schweizerische Anstalt für das Forstliche Versuchswesen, 46(3): 113-155.
KUNKLE, S.H., 1971, Sources and transport of bacterial indicators in rural streams. Documento. Symposium on Interdisciplinary Aspects of Watershed Management. Montana State University, August 3-6, 1970.
KUNKLE, S.H., 1972, Effects of road salt on a Vermont stream. Journal of the American Water Works Association 64(5): 290-294.
KUNKLE, S.H., 1973, Evaluation of side and harmful effects on water bodies of the use of poisonous chemicals in forest and range activities. Documento. The Economic Commission for Europe Seminar on the Pollution of Waters by Agriculture and Forestry, Vienna. October 1973, 11 p. (Includes various pesticides references)
KUNKLE, S.H. y COMER, G.H., 1971, Estimating suspended sediment concentrations in streams by turbidity measurements. Journal of Soil and Water Conservation, 26: 18-20.
KUNKLE, S.H. y COMER, G.H., 1972, Suspended bed and dissolved sediment loads in the Sleepers River Vermont. Washington, D.C., U.S. Agricultural Research Service, 31 p. ARS 41-188.
KUNKLE, S.H. y LAW, J.R., 1972, A field guide to water monitoring for herbicides. Milwaukee, Wisconsin, U.S. Forest Service, Eastern Region, 48 p.
LEJCHER, T. y KUNKLE, S.H., 1972, Restoration of acid spoil banks with treated sewage sludge. Symposium Proceedings. Recycling Treated Municipal Wastewater and Sludge Through Forest and Cropland. University Park, Pennsylvania State University, 26 p.
MANEVAL, D.R., 1967, Mine waste water problems in Europe. Documento presentado a la 22a Purdue Industrial Waste Conference, School of Civil Engineering, Lafayette. Indiana, 20 p.
MOTTS, W.S. y SAINES, M., 1969, The occurrence and characteristics of groundwater contamination in Massachusetts. Water Resources Research Center Publication N° 7. Amherst, University of Massachusetts, 70 p.
REINHART, K.G., 1971, What's new in forest influences on the environment. Upper Darby, Pennsylvania, U.S. Forest Service, Northeastern Forest Experiment Station. 4 p.
ROMERO, J.C., 1970, The movement of bacteria and viruses through porous media. Ground Water 8(2): 37-48.
SALVATO, J.A., WILKIE, W.G. y MEAD B.E., 1971, Sanitary landfill-leaching prevention and control. Journal of the Water Pollution Control Federation 43(10): 2084-2100.
SAWYER, C.N., 1965, Engineering aspects of problems in the aquatic environment related to excessive nutrients. Proceedings Boston Society of Civil Engineers October 1965 p. 49-57.
SCHUBERT, J., 1972, A program to abolish harmful chemicals. Ambio, Royal Swedish Academy of Sciences, Stockholm, 1(3): 79-89.
SHAPIRO, J., 1970, A statement on phosphorus. Journal of the Water Pollution Control Federation 42(5): 772-775.
SMITH, C.T., 1969, The drainage basin as an historical basis for human activity. En Chorley, R.J., ed. Introduction to geographical hydrology, p. 20-29. London, Methuen.
SOPPER, W.E., 1971, Effects of trees and forests in neutralizing waste. University Park, Institute for Research on Land and Water Resources. Pennsylvania State University, 15 p. Reprint Series N° 23.
SWIFT, L.W. y MESSER, J.B., 1971, Forest cuttings raise temperatures of small streams in the southern Appalachians. Journal of Soil and Water Conservation 26: 111-116.
TEBO, L.B., 1968, Effects of siltation, resulting from improper logging, on the bottom fauna of a small trout stream in the southern Appalachians. En Keup, L.E. et al., eds. Biology of water pollution, p. 114-119. Washington, D.C., U.S. Federal Water Pollution Control.
TENNESSEE VALLEY AUTHORITY., 1966, Nature's constant gift: a report on the water resource of the Tennessee Valley. Knoxville, Tennessee, 72 p.
UNESCO/FAO WORKING GROUP ON THE INTERNATIONAL HYDROLOGICAL DECADE., 1973, Man's influence on the hydrological cycle. Irrigation and Drainage Paper, special issue, 17. Roma, FAO, 71 p.
U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY., 1972, A compilation of federal/state stream standards on (i) general stream use designations, (ii) temperature, (iii) turbidity, (iv) bacteria. Washington, D.C. 64 p.
U.S. FOREST SERVICE, EASTERN REGION., 1972, Water quality laboratory status reports. Milwaukee, Wisconsin, 30 p. (Inédito)
WADLEIGH, C.H., 1968, Wastes in relation to agriculture and forestry. Washington, D.C., U.S. Department of Agriculture. 112 p. Miscellaneous Publication N° 1065.
WHIPKEY, R.Z., 1965, Subsurface streamflow from forested slopes. Bulletin of the International Association of Scientific Hydrology, 10(3):74-85.
