105372

Master Thesis ǀ Tesis de Maestría submitted within the UNIGIS MSc programme presentada para el Programa UNIGIS MSc at/en

Interfaculty Department of Geoinformatics- Z_GIS Departamento de Geomática – Z_GIS University of Salzburg ǀ Universidad de Salzburg

Servicios ecosistémicos en cuencas hidrográficas.

Caso de estudio: Área Clave para la Biodiversidad, San Antonio/Km 18, Valle del Cauca, Colombia.

Ecosystem services in watersheds.

Case study: Key Biodiversity Area, San Antonio/Km 18, Valle del Cauca, Colombia. by/por

María Angélica Villa Castaño B.Sc. Número de estudiante de Salzburgo: 11851371 A thesis submitted in partial fulfilment of the requirements of the degree of Master of Science– MSc Advisor ǀ Supervisor: Leonardo Zurita Arthos PhD

Cali - Colombia, Octubre del 2021

Compromiso de Ciencia Por medio del presente documento, incluyendo mi firma personal certifico y aseguro que mi tesis es completamente el resultado de mi propio trabajo. He citado todas las fuentes que he usado en mi tesis y en todos los casos he indicado su origen.

Cali – Colombia, Octubre de 2021 _________________________________________________________________________ (Lugar, Fecha)

(Firma)

I

Dedicatoria

En memoria de mi amigo, Yílmar.

A mi hijo, Mario.

A mi esposo, Manuel.

A mi padre, José Omar.

A mi madre, María Elena.

A mi hermana, Laura.

Al Universo.

II

Agradecimientos Agradezco a la Fundación Ecovivero y a la Mesa Técnica Bosque San Antonio por facilitarme algunos datos requeridos para realizar este trabajo. Agradezco a mi tutor, Jorge Rubiano, por sus ideas, comentarios y recomendaciones para mejorar el trabajo de tesis.

Agradezco a mi esposo, quien también es mi maestro, Manuel Giraldo, por su disposición para leer parte del documento y hacerme recomendaciones, por su paciencia, su amor y su dedicación.

III

RESUMEN La oferta y la demanda son dos propiedades importantes en el estudio de los servicios suministrados por los ecosistemas. Su estudio brinda información sobre el funcionamiento de la cadena de cascada de los servicios ecosistémicos, desde la provisión de estos hasta su uso final por la población que los demanda. A pesar de esta relevancia, la oferta y la demanda de los servicios ecosistémicos comenzó a estudiarse de manera concienzuda hace pocos años, teniendo en cuenta que la disciplina que estudia los servicios ecosistémicos es relativamente nueva.

Se determinó la oferta y la demanda de los servicios ecosistémicos, provisión de agua y control de erosión del suelo en las cuencas hidrográficas de los ríos Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo que confluyen dentro del ACB San Antonio/Km 18, un Área Clave para la Biodiversidad ubicada en el Valle del Cauca (Colombia). Se buscó conocer si, en las cuencas, la oferta suple la demanda de los servicios ecosistémicos estudiados.

Se siguió el método propuesto por Kroll et al. (2012) para determinar la oferta y la demanda de provisión de agua a partir del uso de ecuaciones en las que se relaciona el área correspondiente a la cobertura del suelo, con datos de oferta y demanda de agua para cada una de las cuencas, así como datos poblacionales. El establecimiento de la oferta y la demanda de control de erosión del suelo se realizó utilizando como modelo la ecuación RUSLE (Revised Universal Soil Loss Equation) y siguiendo el método propuesto por Tanase y Mindrescu (2017). Para determinar si la oferta de servicios ecosistémicos suple la demanda, se utilizó la ecuación ESDR (Ecological supply-demand ratio) propuesta por Li et al. (2016) y retomada en Chen et al. (2019).

La oferta y demanda de provisión de agua son mayores en la cuenca del río Dagua, comparando esta cuenca con las otras cuencas estudiadas. En cuanto a la oferta de agua, esta se presentó sobre todo en los bosques denso y abierto altos de tierra firme, mientras que el mayor porcentaje de demanda se presentó en los territorios agrícolas.

La cuenca del río Dagua también presentó una mayor oferta y demanda del servicio ecosistémico control de erosión del suelo; la oferta, relacionada con coberturas boscosas, mientras que la demanda está en relación con territorios agrícolas y zonas urbanizadas.

De las cuatro cuencas estudiadas, la cuenca del río Arroyohondo presentó déficit tanto de provisión de agua como de control de erosión del suelo; por lo que se concluye que, en esta cuenca, la oferta de servicios ecosistémicos no suple su demanda. En el resto de las cuencas, la oferta suple en general la demanda de ambos servicios ecosistémicos.

Palabras clave: Servicios ecosistémicos, Área Clave para la Biodiversidad, oferta, demanda.

IV

ABSTRACT Supply and demand are two important properties in the study of the services provided by ecosystems. Their study provides information on the functioning of the cascade chain of ecosystem services, from their provision to their final use by the population that demands them. Despite this relevance, the supply and demand of ecosystem services began to be thoroughly studied a few years ago, bearing in mind that the discipline that studies ecosystem services is relatively new.

The supply and demand of ecosystem services, water supply and soil erosion control were determined in the Arroyohondo, Cali, Dagua and Yumbo river basins that converge within the San Antonio / Km 18 ACB, a Key Area for Biodiversity located in Valle del Cauca (Colombia). It is expected to know if in the basins, the supply meets the demand for the ecosystem services studied.

The method proposed by Kroll et al. (2012) was followed to determine the supply and demand for water provision from the use of equations in which the area corresponding to land cover is related, with data on supply and demand for water for each of the basins, as well as population data. The establishment of supply and demand for soil erosion control was carried out using the RUSLE equation (Revised Universal Soil Loss Equation) as a model and following the method proposed by Tanase and Mindrescu (2017). To determine if the supply of ecosystem services supplies the demand, the ESDR equation (Ecological supply-demand ratio) proposed by Li et al. (2016) and taken up in Chen et al. (2019) was used.

The supply and demand for water supply are higher in the Dagua river basin, comparing this basin with the other basins studied. Regarding the supply of water, this was mainly presented in the dense and high open forests of the mainland, while the highest percentage of demand was presented in the agricultural territories.

The Dagua river basin also presented a greater supply and demand for the soil erosion control ecosystem service; the supply is related to forest cover, while the demand is related to agricultural territories and urbanized areas.

Of the four basins studied, the Arroyohondo river basin presented a deficit in both water supply and soil erosion control; Therefore, it is concluded that, in this basin, the supply of ecosystem services does not supply their demand. In the rest of the basins, the supply generally supplies the demand for both ecosystem services.

Keywords: Ecosystem services, Key Biodiversity Area, supply, demand.

V

CONTENIDO CAPÍTULO 1 ................................................................................................. 10 1. INTRODUCCIÓN ............................................................................... 10 1.1.

Antecedentes del problema ............................................................................... 11

1.2.

Objetivos y preguntas de investigación ............................................................. 12

1.2.1.

Objetivo General ........................................................................................ 12

1.2.2.

Objetivos específicos .................................................................................. 12

1.2.3.

Preguntas de investigación ........................................................................ 13

1.3.

Hipótesis ............................................................................................................ 13

1.4.

Justificación ....................................................................................................... 13

1.5.

Alcance .............................................................................................................. 15

CAPÍTULO 2. ................................................................................................ 17 2. REVISIÓN DE LITERATURA ......................................................... 17 2.1.

Servicios ecosistémicos: Antecedentes históricos y conceptuales. ................... 17

2.1.1.

Marco conceptual para el estudio de los servicios ecosistémicos ............. 20

2.1.2.

Clasificación de los servicios ecosistémicos ............................................. 22

2.1.3.

Servicios Ecosistémicos en Colombia........................................................ 24

2.2.

Servicios ecosistémicos en cuencas hidrográficas ............................................ 26

2.3.

Oferta y demanda de servicios ecosistémicos en cuencas hidrográficas .......... 29

2.3.1.

Oferta y demanda....................................................................................... 30

2.3.2.

Relaciones entre oferta y demanda ............................................................ 31

2.3.3. Cuantificación y mapeo de oferta y demanda de S.E. en cuencas hidrográficas ............................................................................................................ 34

CAPÍTULO 3 ................................................................................................. 36 3. METODOLOGÍA ................................................................................ 36 3.1.

Área de estudio .................................................................................................. 36

3.1.1.

Cuenca del Río Arroyohondo .................................................................... 38

3.1.2.

Cuenca del Río Cali ................................................................................... 38

3.1.3.

Cuenca del Río Dagua ............................................................................... 38

3.1.4.

Cuenca del río Yumbo................................................................................ 39

3.2.

Métodos ............................................................................................................. 39

3.2.1.

Oferta y demanda de provisión de agua .................................................... 42

3.2.2.

Oferta y demanda de control de erosión del suelo .................................... 45

3.2.3.

Balances y desajustes entre oferta y demanda .......................................... 52 1

CAPITULO 4 ................................................................................................. 53 4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN ......................................................... 53 4.1.

Resultados ......................................................................................................... 53

4.1.1.

Oferta de provisión de agua ...................................................................... 53

4.1.2.

Demanda de provisión de agua ................................................................. 57

4.1.3.

Balances y desajustes entre oferta-demanda de provisión de agua .......... 58

4.1.4.

Oferta de control de erosión del suelo....................................................... 65

4.1.5.

Demanda de control de erosión del suelo ................................................. 66

4.1.6. suelo

Balances y desajustes entre oferta-demanda de control de erosión del 70

4.2.

Discusión ........................................................................................................... 77

4.2.1.

Oferta de provisión de agua ...................................................................... 77

4.2.2.

Demanda de provisión de agua ................................................................. 78

4.2.3.

Oferta de control de erosión del suelo....................................................... 80

4.2.4.

Demanda de control de erosión del suelo ................................................. 81

4.2.5.

Balances y desajustes servicios ecosistémicos .......................................... 82

4.2.6.

Preguntas de investigación ........................................................................ 84

4.2.7.

Recomendaciones ....................................................................................... 85

CAPÍTULO 5 ................................................................................................. 86 5. CONCLUSIONES ............................................................................... 86 BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................... 88

2

ÍNDICE DE FIGURAS Figura 1. Interacción ente Capital Natural, Capital Social, Capital Humano y Capital Construido, para garantizar el bienestar de la humanidad ................................................... 18 Figura 2. Representación gráfica del modelo de cascada de los S.E. ................................. 21 Figura 3. Marco conceptual de los Servicios Ecosistémicos .............................................. 22 Figura 4. Área de estudio. Cuencas hidrográficas, Arroyohondo, Cali, Dagua, y Yumbo; ACB San Antonio/Km 18. ................................................................................................... 37 Figura 5. Diagrama de flujo para establecimiento de oferta y demanda de Provisión de agua y Control de Erosión en cuatro cuencas de la ACB San Antonio/Km 18 ................... 40 Figura 6. Procedimiento metodológico, oferta y demanda de provisión de agua en las cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo. .................................................................... 44 Figura 7. Procedimiento metodológico, oferta y demanda de control de erosión del suelo en las cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo........................................................... 47 Figura 8. Procedimiento metodológico, balance y desajustes oferta y demanda de control de erosión del suelo en las cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo. ......................... 48 Figura 9. Oferta de provisión de agua para las cuencas Arroyohondo y Cali, dentro del ACB San Antonio/Km 18. ................................................................................................... 55 Figura 10. Oferta de provisión de agua para las cuencas Dagua y Yumbo, dentro del ACB San Antonio/Km 18. ............................................................................................................ 56 Figura 11. Demanda de provisión de agua para las cuencas Arroyohondo y Cali, dentro del ACB San Antonio/Km 18. ................................................................................................... 59 Figura 12. Demanda de provisión de agua para las cuencas Dagua y Yumbo, dentro del ACB San Antonio/Km 18. ................................................................................................... 60 Figura 13. Comportamiento del índice ESDR, provisión de agua, para cada una de las cuencas estudiadas. .............................................................................................................. 61 Figura 14. Índice ESDR, provisión de agua para las cuencas Arroyohondo y Cali, dentro del ACB San Antonio/Km 18. ............................................................................................. 63 Figura 15. Índice ESDR, provisión de agua para las cuencas Dagua y Yumbo, dentro del ACB San Antonio/Km 18. ................................................................................................... 64 Figura 16. Oferta de control de erosión del suelo para las cuencas Arroyohondo y Cali, dentro del ACB San Antonio/Km 18................................................................................... 67

3

Figura 17. Oferta de control de erosión del suelo para las cuencas Dagua y Yumbo, dentro del ACB San Antonio/Km 18. ............................................................................................. 68 Figura 18. Demanda de control de erosión del suelo para las cuencas Arroyohondo y Cali, dentro del ACB San Antonio/Km 18................................................................................... 71 Figura 19. Demanda de control de erosión del suelo para las cuencas Dagua y Yumbo, dentro del ACB San Antonio/Km 18................................................................................... 72 Figura 20. Comportamiento del índice ESDR, control de erosión del suelo, para cada una de las cuencas estudiadas..................................................................................................... 73 Figura 21. Índice ESDR, control de erosión del suelo para las cuencas Arroyohondo y Cali, dentro del ACB San Antonio/Km 18. ......................................................................... 75 Figura 22. Índice ESDR, control de erosión del suelo para las cuencas Dagua y Yumbo, dentro del ACB San Antonio/Km 18................................................................................... 76

4

ÍNDICE DE TABLAS Tabla 1. Planteamientos, objetivos, estrategias y metas en torno a los Servicios Ecosistémicos en los PND de Colombia. ............................................................................ 25 Tabla 2. Datos y recursos utilizados para establecer la oferta y la demanda de los S.E. provisión de agua y control de erosión del suelo................................................................. 41 Tabla 3. Área total de coberturas para las cuencas hidrográficas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo, dentro del ACB San Antonio/Km 18.................................................................. 42 Tabla 4. Factores K para los tipos de suelo presentes en la zona de estudio. ..................... 48 Tabla 5. Factores C para los diferentes tipos de cobertura del suelo presentes en la zona de estudio.................................................................................................................................. 50 Tabla 6. Coberturas del suelo reclasificadas para determinar demanda de control de erosión del suelo. ................................................................................................................. 51 Tabla 7. Categorías de Oferta del servicio ecosistémico provisión de agua, para las cuencas hidrográficas estudiadas. ........................................................................................ 53 Tabla 8. Porcentaje de la oferta de provisión de agua discriminada por cobertura para cada una de las cuencas estudiadas. ............................................................................................. 54 Tabla 9. Categorías de demanda del servicio ecosistémico provisión de agua, para las cuencas hidrográficas estudiadas. ........................................................................................ 57 Tabla 10. Porcentaje de la demanda de provisión de agua discriminada por cobertura para cada una de las cuencas estudiadas...................................................................................... 58 Tabla 11. Estadísticas del índice ESDR, provisión de agua, para cada una de las cuencas hidrográficas estudiadas. ..................................................................................................... 58 Tabla 12. Test de Wilcoxon y prueba de hipótesis para el servicio ecosistémico provisión de agua. ................................................................................................................................ 62 Tabla 13. Categorías de oferta del servicio ecosistémico control de erosión del suelo, para las cuencas hidrográficas estudiadas. .................................................................................. 65 Tabla 14. Porcentaje de la oferta de control de erosión del suelo discriminada por categorías. ............................................................................................................................ 66 Tabla 15. Valores R2 obtenidos a partir de regresión lineal entre oferta de control de erosión, cobertura del suelo, y densidad de población. ....................................................... 66 Tabla 16. Categorías de demanda del servicio ecosistémico control de erosión del suelo, para las cuencas hidrográficas estudiadas. .......................................................................... 69 5

Tabla 17. Porcentaje de la demanda de control de erosión del suelo discriminada por categorías. ............................................................................................................................ 70 Tabla 18. Estadísticas del índice ESDR, control de erosión del suelo, para cada una de las cuencas hidrográficas estudiadas. ........................................................................................ 73 Tabla 19. Test de Wilcoxon y prueba de hipótesis para el servicio ecosistémico control de erosión del suelo. ................................................................................................................. 74

6

GLOSARIO Son sitios que contribuyen significativamente a la persistencia Área Clave para la Biodiversidad (ACB)

global de la biodiversidad en ecosistemas terrestres, de agua dulce y marinos. Las ACB propician recursos que son esenciales para orientar las decisiones sobre la conservación y la gestión de la biodiversidad.

Balance de servicios ecosistémicos

Se refiere a la condición de equilibrio existente entre la oferta y la demanda de servicios ecosistémicos. Esta condición es relativa al uso de los servicios ecosistémicos.

En sentido amplio, es una unidad de territorio donde las aguas

Cuenca hidrográfica

fluyen mediante un sistema natural interconectado; en la cual pueden

interactuar

uno

o

varios

elementos

biofísico-socioeconómicos y culturales.

Déficit de servicios ecosistémicos

Relación negativa entre la oferta y la demanda de un servicio ecosistémico determinado. Expresa que la oferta de un servicio ecosistémico no satisface su demanda.

Se refiere a la necesidad de servicios ecosistémicos por sociedad, grupos de interés particulares o individuos.

Depende de varios factores como deseos culturalmente

Demanda de servicios

dependientes y necesidades, disponibilidad de alternativas o

ecosistémicos

medios para satisfacer estas necesidades. También cubre preferencias para atributos específicos de un servicio y se relaciona con la conciencia del riesgo. La demanda vincula a los servicios ecosistémicos con los beneficiarios particulares.

Se refiere a la provisión de un servicio por un ecosistema en

Oferta de servicios

particular independientemente de su uso real. Puede

ecosistémicos

determinarse para un periodo de tiempo específico, así como en el pasado, presente o futuro.

7

Servicios ecosistémicos

Superávit de servicios ecosistémicos

Son la contribución de la estructura y función de los ecosistemas al bienestar humano.

Relación positiva entre la oferta y la demanda de un servicio ecosistémico determinado. Expresa que la oferta de un servicio ecosistémico suple su demanda.

8

SIGLAS ACB

Área Clave para la Biodiversidad

AHP

Analytic Hierarchy Process

CICES

Common International Classification of Ecosystem Services

CVC

Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca

CORTOLIMA Corporación Autónoma Regional del Tolima CORPOICA

Corporación Colombiana de Investigación Agropecuaria

DANE

Departamento Administrativo Nacional de Estadíatica

DEM

Digital Elevation Model

ENBSE

Evaluación Nacional de Biodiversidad y Servicios Ecosistémicos

ESDR

Ecological supply-demand ratio

FEGS

Final Ecosystem Goods and Services

IAvH

Instituto de Investigación de Recursos Biológicos Alexander von Humboldt

IDEAM

Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales

IGAC

Instituto Geográfico Agustín Codazzi

InVEST

Integrated Valuation of Ecosystem Services and Tradeoffs

IPBES

The Intergovernmental Science-Policy Platform of Biodiversity and Ecosystem Services

IUCN

International Union for Conservation of Nature

MGN

Marco Geoestadístico Nacional

O-D

Oferta-Demanda

PNGIBSE

Política Nacional para la Gestión Integral de la Biodiversidad y sus Servicios Ecosistémicos

PNN

Parques Nacionales Naturales de Colombia

POMCA

Plan de Ordenamiento y Manejo de Cuencas Hidrográficas

PSA

Pago por Servicios Ambientales

RUSLE

Revised Universal Soil Loss Equation

S.E.

Servicios Ecosistémicos

SENA

Servicio Nacional de Aprendizaje

TEEB

The Economics of Ecosystems and Biodiversity

UKNEA

United Kingdom Nacional Ecosystem Assessment

9

CAPÍTULO 1 1. INTRODUCCIÓN Tomar consciencia acerca de los servicios ecosistémicos (S.E.) que presta una región determinada, es una acción importante para darle valor a la zona, y establecer estrategias que permitan, conservar el área mediante la ejecución de ejercicios de restauración ecológica (Little y Lara, 2010; Millennium Ecosystem Assessment (Program), 2005; Rey Benayas, 2012; Rey Benayas, Barral, y Meli, 2017), así como el establecimiento de áreas protegidas privadas y áreas clave para la conservación de la biodiversidad (Millennium Ecosystem Assessment (Program), 2005; Neugarten et al., 2018). También es importante darle valor al conocimiento de las comunidades, y voz y voto a las personas que habitan la zona, fomentando la formación de agrupaciones campesinas, el establecimiento de estrategias de gobernanza y el empoderamiento de la comunidad con respecto al territorio (Hanlon, 2017).

En este contexto, existen áreas que son prioritarias para la conservación de la biodiversidad, y que han sido establecidas teniendo en cuenta criterios estándares mundiales.

Estás áreas, además de tener valor por su alta biodiversidad, también son prestadoras de S.E., tanto a nivel local, como a niveles regional y global. La protección de estas áreas garantizaría el mantenimiento tanto de la diversidad biológica como de los S.E. que, en términos generales, contribuyen al bienestar de la humanidad (Neugarten et al., 2018). Por esta razón, es recomendable que los S.E. sean documentados en ellas (IUCN, 2016).

El Área Clave para la Biodiversidad (ACB) San Antonio/Km 18 (Critical Ecosystem Partnership Fund, 2015), constituye un área clave para la conservación de la biodiversidad, dada su alta riqueza de flora y fauna por encontrarse dentro del Corredor ParaguasMunchique (Otero Castellanos, 2020). El estudio de esta zona es relevante, para asegurar la preservación de S.E. y de los ecosistemas cercanos a varios centros urbanos del Departamento del Valle del Cauca.

Así, se pretende cuantificar los S.E. en las cuencas hidrográficas que componen el ACB San Antonio/Km 18, mapeando la oferta y la demanda de estos servicios a escala local, y el balance entre ambas.

10

1.1.

Antecedentes del problema El ACB San Antonio/Km 18 se estableció como ACB en el año 2008, tras los

esfuerzos de varias instituciones entre las que se cuentan, International Union for Conservation of Nature (IUCN), BirdLife International, American Bird Conservancy, Amphibian Survival Alliance, Conservación Internacional, Critical Ecosystem Partnership Fund, Global Environment Facility, Global Wildlife Conservation, NatureServer, Rainforest Trust, Royal Society for de protection of Birds, World Wildlife Fund, y Wildlife Conservation Society (Key Biodiversity Areas Partnership, 2020).

El área pertenece a municipios del Departamento del Valle del Cauca (Colombia); lo que la hace prioritaria en el suministro de S.E. para la región, tanto a escala local como regional. En este sentido, varios actores han centrado sus estudios en la zona, realizando evaluaciones de monitoreo de biodiversidad, de restauración, y de gobernanza, donde la conservación del área de bosque; el uso sostenible de recursos; y el conocimiento, cuantificación y conservación de los S.E., son temas relevantes.

Debido a su condición, el ACB San Antonio/Km 18 no constituye un área protegida propiamente dicha (IUCN, 2016); sin embargo, se solapa con algunas área protegidas de importancia para la conservación y reconocidas por el gobierno colombiano. Como ejemplo, se destacan las cuencas hidrográficas de cuatro ríos importantes del Valle del Cauca, cuales son, el río Cali, el río Arroyohondo, el río Yumbo, y el río Dagua; además de las varias reservas nacionales, regionales y privadas cuya superficie se traslapa con el ACB, de manera parcial o total.

Como área de conservación de la biodiversidad, El ACB San Antonio/Km 18 ha recibido atención por parte de entidades ambientales nacionales e internacionales. En este sentido, se han adelantado varias iniciativas en pro de su conservación. Así, pueden mencionarse los estudios encaminados a fortalecer la gobernanza de grupos sociales de la zona (Quintero-Angel et al., 2019); los procesos de restauración ecológica y el establecimiento de áreas protegidas de carácter privado que propendan por la conservación de los bosques naturales dentro del ACB; la implementación de un programa de PSA que ha beneficiado a algunos propietarios de territorios dentro del área en la jurisdicción al municipio de Cali; y el desarrollo de planes de ordenamiento y manejo de cuencas hidrográficas (POMCA), para los ríos Cali, y Yumbo (CVC y Fundación Pachamama, 2011; 11

CVC y Fundación PROAGUA, 2010) siendo estas, dos de las cuencas importantes que componen el ACB. En el marco de todas estas iniciativas, es importante realizar estudios detallados sobre reconocimiento, cuantificación y el mapeo de los S.E. de la zona encaminados a fortalecer los ejercicios de conservación, restauración y gobernanza previos. Así, el conocimiento de la oferta y la demanda de los S.E. existentes en el ACB, y, más específicamente, en las cuencas hidrográficas que la componen, puede ser útil como aporte para la toma de decisiones en cuanto a su manejo y conservación.

En general, los estudios de cuantificación y mapeo de S.E. en cuencas hidrográficas se refieren a relaciones en las que se establece un gradiente entre la zona rural y la zona urbana (Hou, Muller, Li, y Kroll, 2015; Kroll, Muller, Haase, y Fohrer 2012; McDonald, 2009) en una escala más regional; sin embargo, no es común encontrar estudios de oferta y demanda a escalas locales correspondientes a relaciones in situ (Fisher, Turner, y Morling 2009; Syrbe y Walz, 2012). Teniendo en cuenta el problema mencionado, se espera conocer la oferta y la demanda de S.E. en cuatro las cuatro cuencas que conforman el ACB San Antonio/Km 18, determinado si la oferta de S.E. satisface la demanda que se tiene de estos en cada una de las cuencas.

1.2.

Objetivos y preguntas de investigación 1.2.1. Objetivo General Establecer la relación in situ de la oferta y la demanda de los S.E.: provisión de agua,

y control de erosión de suelos; en la zona alta de las cuencas que componen el ACB San Antonio/Km 18, Valle del Cauca, Colombia.

1.2.2. Objetivos específicos Establecer la oferta y la demanda de S.E. para la zona alta de las cuencas hidrográficas que componen el ACB San Antonio/Km 18.

Determinar el desajuste/balance entre oferta y demanda de S.E. para la zona alta de las cuencas hidrográficas que componen el ACB San Antonio/Km 18.

Comparar el desajuste/balance oferta-demanda establecido entre las cuencas hidrográficas.

12

1.2.3. Preguntas de investigación ¿Cómo se distribuyen espacialmente la oferta y demanda de S.E. suministrados por las cuencas hidrográficas que componen el ACB San Antonio/Km 18? ¿Existe alguna similitud del balance oferta-demanda de los S.E. entre las cuencas hidrográficas que componen el ACB San Antonio/Km 18?

1.3.

Hipótesis Los S.E.: provisión de agua, y control de erosión de suelos, provistos por los

ecosistemas existentes en las cuencas hidrográficas que componen la ACB San Antonio/Km 18, satisfacen la demanda in situ de dichos servicios.

1.4.

Justificación Cuantificar y mapear la oferta y la demanda de S.E. así como sus relaciones, son

procesos útiles para reforzar iniciativas en pro de la conservación de los ecosistemas. La información obtenida a partir de estos ejercicios puede ser usada posteriormente por actores y tomadores de decisiones para establecer desajustes y balances en el suministro de S.E. a los beneficiarios (Wei et al., 2017); entendiendo a los desajustes como las “diferencias en calidad y cantidad entre la oferta y la demanda” (Geijzendorffer, Martín-López, y Roche, 2015, p320). En este sentido, este tipo de estudios pueden ayudar a comprender cuándo una demanda es insatisfecha (Wei et al., 2017).

En la Política Nacional para la Gestión Integral de la Biodiversidad y sus Servicios Ecosistémicos (PNGIBSE) emitida en Colombia, se recomienda adelantar estudios de oferta y demanda como una estrategia para: promover la construcción de un proceso colectivo que permita establecer acuerdos sociales que se incluyan en las decisiones territoriales; reconocer oportunidades que refuercen la gobernanza en los territorios que suministran S.E.; y desarrollar la gestión integral que incentive el uso sostenible mediante el cual se garantice la oferta de S.E. en el tiempo (Rojas, 2015). Pese a estas recomendaciones, los estudios de oferta y demanda aún son pocos comparados con otros países; y los existentes se enfocan sobre todo en estudios de valoración (Cárdenas Álvarez, 2016; González Bogotá, 2015; Rincón-Ruiz et al., 2014; Tabares-Mosquera, Zapata-Caldas, y Buitrago-Bermúdez, 2019).

13

Teniendo en cuenta lo anterior, se sustenta la necesidad de realizar estudios de cuantificación y mapeo de la oferta, la demanda y sus relaciones para la gestión de los S.E. y la biodiversidad en el territorio colombiano.

Por otro lado, se ha enfatizado en la literatura científica sobre la importancia de realizar estudios de S.E. en países del trópico, donde existen vacíos de información (Ojea, Martin-Ortega y Chiabai, 2011); por lo que se promueve la investigación, así como el establecimiento de normativas que soporten la necesidad de realizar estudios en torno al tema (Díaz et al., 2015).

El ACB San Antonio/Km 18 hace parte del grupo de áreas clave para la biodiversidad ubicadas en el neotrópico, de gran relevancia para la promoción de programas de conservación de la vida silvestre, de los ecosistemas y de sus S.E. Gran parte del polígono del ACB San Antonio Km/18 está cubierto por bosques nublados primarios y secundarios, (Otero Castellanos, 2020; Quintero-Angel et al., 2019); ecosistemas primordiales en el proceso de almacenamiento y suministro del recurso agua. Los bosques nublados se caracterizan por su alta humedad debida en parte a los fenómenos de precipitación vertical (lluvias) y horizontal (neblina) (Stadmüller, 1986); estas condiciones hacen que estos bosques sean productores de agua utilizada en varias actividades tanto en zonas urbanas, como zonas rurales. No obstante, el aumento del área que corresponde a parcelaciones, fincas de recreo, zonas urbanas discontinuas, y cultivos de diferentes tipos (Aguirre, López Ibarra, Bolaños Trochez, y González Guevara, 2017; Quintero-Angel et al., 2019), provoca el aumento de la demanda del servicio ecosistémico agua dentro del polígono. Bajo este contexto, el estudio de la oferta y la demanda de la provisión de agua es importante para la zona.

Con el cambio del uso de suelo aparece también el aumento de su erodabilidad. En este sentido, se resalta que las actividades agrícolas, las actividades ganaderas, y la degradación del bosque natural podrían ser causas importantes de la erosión del suelo en las zonas altas de las cuencas (Aguirre et al., 2017; CVC y Fundación Pachamama, 2011; CVC y Fundación PROAGUA, 2010). Teniendo en cuenta este antecedente, se prioriza el estudio del servicio ecosistémico control de erosión del suelo en la zona.

Los trabajos previos han realizado ejercicios de mapeo para establecer los límites espaciales del ACB San Antonio/Km 18, así como sus coberturas del suelo. En estos 14

ejercicios se ha hecho énfasis en el tema de conocimiento y conservación de S.E. para promover procesos de gobernanza y restauración ecológica. Dada la importancia de los S.E.; el establecimiento de la oferta y la demanda puede ser un paso esencial que permita apoyar los procesos de conservación que se adelantan en esta área en particular.

Conocer la oferta y demanda de S.E., permite sentar información que puede ser útil como base de otros estudios en este tema. El mapeo y la cuantificación biofísica de servicios ecosistémicos es un paso esencial para la implementación de acciones en pro de su conservación (Vihervaara et al., 2017) Así, a partir del mapeo y la cuantificación de la oferta y demanda de los S.E. en el área de estudio, pueden hacerse estudios sobre análisis de costos y beneficios, valoración, compensación, tendencias y priorización.

1.5.

Alcance El ACB San Antonio/Km 18, ha recibido atención por parte de entidades ambientales

nacionales e internacionales, dado que, por su pertenencia al Complejo Ecorregional ChocóDarién, así como al Corredor Paraguas-Munchique es una zona prioritaria para la conservación de la biodiversidad y de los S.E. En este sentido, se han adelantado varias iniciativas en pro de su conservación. Así, pueden mencionarse los estudios encaminados a fortalecer la gobernanza de grupos sociales de la zona (Quintero-Angel et al., 2019); los procesos de restauración ecológica y el establecimiento de áreas protegidas de carácter privado que propendan por la conservación de los bosques naturales dentro del ACB; la implementación de un programa de PSA que ha beneficiado a algunos propietarios de territorios dentro del área en la jurisdicción al municipio de Cali; y el desarrollo de planes de ordenamiento y manejo de cuencas hidrográficas (POMCA), para los ríos Cali, y Yumbo (CVC y Fundación Pachamama, 2011; CVC y Fundación PROAGUA, 2010) siendo estas, dos de las cuencas importantes que componen el ACB. Así, en el marco de todas estas iniciativas, el establecimiento de la oferta y la demanda de S.E. se constituye como fuente de información útil que los tomadores de decisiones pueden usar para fortalecer los procesos que se han desarrollado en el ACB San Antonio/Km 18.

Se espera que, con el resultado de este trabajo, diferentes actores (Mesa técnica bosque de San Antonio, acueductos comunitarios, agrupaciones campesinas, propietarios de 15

fincas con área de bosques naturales, fundaciones, ONG, entidades administradoras ambientales, etc.) reconozcan la oferta y la demanda de S.E. de la región, utilizando este reconocimiento como estrategia para el desarrollo de procesos e investigaciones futuras en pro de la conservación del territorio.

Los mapas de este trabajo se obtuvieron mediante el uso de datos de coberturas a escala 1:20.000 como información base principal; por lo que se espera tengan una alta precisión que permita tomar decisiones realistas acerca de la oferta, la demanda, y el balance O-D de los S.E. provisión de agua y control de erosión del suelo, dentro del territorio correspondiente al ACB San Antonio/Km 18.

16

CAPÍTULO 2.

2. REVISIÓN DE LITERATURA 2.1.

Servicios ecosistémicos: Antecedentes históricos y conceptuales.

Las bases para la aparición del concepto de servicios ecosistémicos se sentaron desde

la década de los setenta con la aparición del movimiento ecologista que uso el término “Capital Natural” (de Groot, Braat, y Costanza, 2017) para referirse a los ecosistemas y sus servicios; haciendo énfasis en la influencia del hombre sobre el medio ambiente (Ronchi, 2018), la importancia de los servicios ambientales que la naturaleza provee a la humanidad (Grunewald y Bastian, 2015), y en la necesidad de dar un valor a estos servicios (Westman, 1977). En este contexto aparece el término Servicios Ecosistémicos (S.E.), que es usado por primera vez a comienzos de la década de los ochenta (Ehrlich y Ehrlich, 1981 citado por Costanza et al., 2017), al relacionar la pérdida de biodiversidad, la deforestación, la contaminación y el aumento de la frontera agrícola con la disminución de los servicios provistos por los ecosistemas, además de alertar sobre los efectos negativos que tendría la pérdida de los servicios ecosistémicos para la humanidad dependiente de ellos (Ehrlich y Mooney, 1983).

Los esfuerzos por hacer visible la importancia de la conservación de los ecosistemas y sus servicios, provocaron la evolución del término “Servicios Ecosistémicos” dentro de las disciplinas de la ecología y la economía; así, a finales de la década de los noventa, Daily (1997) realizaba una revisión sobre el tema en su libro “Nature’s Services: Societal Dependence on Natural Ecosystems”. Dado que los servicios ecosistémicos son vistos como los beneficios provistos por los ecosistemas a las personas (Daily, 1997), se acentúa la necesidad de estimar su valor (de Groot et al., 2017; Salzman, 1997) por lo que se realizan estudios como el de Costanza et al. (1997), que determinaron el valor económico de 17 S.E. en 16 biomas a una escala global.

A partir de las revisiones y discusiones realizadas antes de iniciar el siglo XXI, el estudio de los S.E. se convierte en un tema de interés que gobiernos y entidades, públicas y privadas, de las naciones del mundo deben tener en cuenta para la toma de decisiones sobre la conservación del medio ambiente y de la biodiversidad (Burkhard y Maes, 2017; Díaz et al., 2015; Egoh et al., 2012; Millennium Ecosystem Assessment (Program), 2005; Pascual et al., 2017). En este sentido, se establecen varias iniciativas en las que se definen los S.E. 17

en términos de la necesidad de estos para garantizar el bienestar de la humanidad y aliviar el estado de pobreza (Daw, Brown, Rosendo, y Pomeroy, 2011); resaltando la interacción que existe entre el Capital Natural (componente biofísico) con los capitales Social, Construido y Humano (componente socio-económico) (Figura 1) como la condición que permite proveer este bienestar (Costanza et al., 2014).

Figura 1. Interacción ente Capital Natural, Capital Social, Capital Humano y Capital Construido, para garantizar el bienestar de la humanidad Fuente: Costanza et al. (2014).

En Millennium Ecosystem Assessment (2005, pV) definen los S.E. como “Los beneficios que las personas obtienen de los ecosistemas”. A partir del establecimiento del Millennium Ecosystem Assessment se enfatiza en la relevancia de los servicios ecosistémicos como temática importante en los programas y políticas de conservación de los ecosistemas; esto debido a que la demanda de S.E. crece rápidamente, mientras que los recursos naturales disminuyen en parte por el impacto que generan las actividades humanas sobre los ecosistemas (Millennium Ecosystem Assessment (Program), 2005). La Convención de la Diversidad Biológica (Secretariat of the Convention on Biological Diversity, 2005) menciona los servicios ecosistémicos, y la importancia de la conservación de los ecosistemas dentro de las metas propuestas para la conservación de la biodiversidad al año 2010.

En respuesta a la necesidad de dar valor a los bienes y servicios provistos por los ecosistemas, surge el Estudio sobre la Economía de los Ecosistemas y la Biodiversidad TEEB- con la pretensión de incluir los valores de la naturaleza en la toma de decisiones, mediante el reconocimiento de los beneficios proporcionados por los ecosistemas y su biodiversidad, la indicación de sus valores en términos económicos, y la captura de esos valores mediante incentivos e indicaciones de precios. Este enfoque procura incentivar la 18

igualdad de derechos de los usuarios actuales y de las generaciones futuras en cuanto al uso de los recursos comunes (TEEB, 2010). En el TEEB, se hace explícita una relación entre el componente biofísico y el componente económico, entendiendo a la sociedad como la beneficiaria implícita de esta relación.

Si bien, la valoración de los S.E. es significativa dado que tiene en cuenta el establecimiento del bienestar humano de acuerdo con consumo de los S.E (Brander y Crossman 2017), varios autores expusieron la necesidad de realizar estudios más enfocados hacia su cuantificación y distribución, así como la cuantificación de su oferta, su flujo y su demanda por la sociedad (Shröter, Ring, Schröter-Schlaack, y Bonn, 2019); siendo este un paso esencial para la implementación de estrategias que aseguren su protección (Egoh et al., 2012). Después de la declaración de las Metas AICHI en 2011 (Maes et al., 2012) y de los Objetivos para el Desarrollo Sostenible en 2015 (Naciones Unidas, 2015), aumentó el número de investigaciones sobre la distribución de los S.E., la determinación de la oferta y la demanda, así como de compensaciones y sinergias, esto debido a que la temática de S.E. es evidente en varias de las metas propuestas (Egoh et al., 2012).

En 2010, la convención biológica de diversidad crea nuevos objetivos entre los que se encuentran metas explícitas direccionadas hacia el tema de los servicios ecosistémicos (Egoh et al., 2012). La Unión Europea ha realizado esfuerzos en el mapeo, la cuantificación y la valoración de los servicios que prestan sus ecosistemas. En este sentido, se establece la estrategia de biodiversidad para el 2020 donde se busca, entre otros, salvaguardar los S.E., no solo en el continente europeo, sino en países en desarrollo con los que la Unión Europea tiene relaciones. Así, se incluye a los S.E. en la legislación de conservación de la Unión Europea (Burkhard y Maes, 2017; Egoh et al., 2012; Maes et al., 2012).

La introducción de los S.E. en la legislación europea fomenta el desarrollo de estrategias usadas para modelar y mapear S.E. Esfuerzos como Natural Capital Project (Kareiva, Tallis, Ricketts, Daily, y Polasky, 2011), Ecosystem Services Partnership (Willemen, 2020), e Intergovermental Plataform on Biodiversity and Ecosystem Services (IPBES) (Díaz et al., 2015), son ejemplos de estas iniciativas que han generado plataformas para realizar evaluaciones y modelaciones locales, regionales y globales de S.E. El desarrollo de estudios de cuantificación y mapeo de los S.E ha aumentado en la última década; dado que su estudio es una prioridad para los países del mundo. No obstante, 19

es necesario realizar ejercicios más robustos de evaluación que garanticen la confiabilidad de resultados que permitan una toma de decisiones más acertadas en cuanto a su conservación (Egoh et al., 2012).

2.1.1. Marco conceptual para el estudio de los servicios ecosistémicos Tomando en consideración el concepto de S.E. planteado en Millennium Ecosystem Assessment, se hace evidente el vínculo fuerte que existe entre el medio ambiente, el ecosistema y la biodiversidad; con la sociedad y el modelo económico predominante (de Groot, Alkemade, Braat, Hein, y Willemen, 2010; Fisher et al., 2009; Haines-Young y Potschin, 2009; Maes et al., 2016; Millennium Ecosystem Assessment (Program), 2005; Poppy et al., 2014; Potschin y Haines-Young, 2017). Así, en el contexto de los S.E., pueden establecerse una serie de componentes que posibilitan que la relación entre naturaleza y el bienestar humano exista, y a través de los cuales se establece el flujo de energía, materia e información (Schröter, et al., 2019).

Los S.E. se encuentran conceptualmente ligados con condiciones, estructuras y procesos que ocurren en los ecosistemas (Chicharo, Müller, y Fohrer, 2015; Egoh et al., 2012; Vihervaara et al., 2017). En este sentido, la ocurrencia de funciones (p. ej. diversidad biológica, producción primaria) dadas a partir de estructuras y procesos (p. ej. ciclo de nutrientes, desnitrificación) potencializan a un ecosistema para la provisión de S.E. y, finalmente de beneficios que contribuyen al bienestar humano y que tienen un valor (Costanza et al., 2017; Neugarten et al., 2018; Vihervaara et al., 2017). Entre los S.E. y los beneficios que las personas obtienen existe un flujo que posibilita el suministro de servicios ecosistémicos a las personas y que representa su uso actual.

Entre tanto, los ecosistemas pueden ser influenciados a su vez por presiones. Las presiones ocurridas en los ecosistemas podrían generar la pérdida de diversidad, funciones y procesos ocurridos en los ecosistemas, lo que conllevaría a una pérdida de S.E (Millennium Ecosystem Assessment (Program), 2005; TEEB, 2010). Como ejemplo, el cambio del uso del suelo para establecer agricultura o ganadería podría desencadenar la reducción de diversidad de especies que participan en procesos ecosistémicos; lo que afectaría la potencialidad de los ecosistemas para proveer S.E. (Knapp, 2019). En caso contrario, la conservación y restauración de los ecosistemas evitaría la pérdida del suministro de S.E

20

(Little y Lara, 2010; Rey Benayas, 2012) y, a su vez, la conservación de S.E. contribuiría en la conservación de los ecosistemas y la biodiversidad (Luck, Chan, y Fay, 2009) Para evidenciar la existencia de flujo, así como los beneficios obtenidos, la conceptualización de los S.E. debe enmarcarse en el proceso de toma de decisiones que puede afectar su suministro de manera directa e indirecta (Díaz et al., 2015; Kroll et al., 2012; Maes et al., 2012; Millennium Ecosystem Assessment (Program), 2005). El modelo de cascada establecido por Haines-Young y Potschin (2009) y retomado por el TEEB (2010) representa de manera simple la relación entre los componentes de los S.E (Figura 2); donde cada componente juega un rol que posibilita la relación entre la naturaleza y el bienestar humano enmarcado en un sistema socio-ecológico (Potschin y Haines-Young, 2017; Schröter et al., 2019); haciendo énfasis en la resiliencia, la función ecosistémica y el uso sostenible de los ecosistemas como puntos importantes en la provisión de los S.E. (Maes et al., 2012)

Figura 2. Representación gráfica del modelo de cascada de los S.E. Fuente: Potschin y Haines-Young (2017).

La integración de procesos de gobernanza, las estructuras institucionales públicas y privadas como agentes tomadores de decisiones, así como ‘las cosas’ que las personas valoran (salud, economía, y participación) son tomadas en consideración para el estudio de los S.E. en el modelo de cascada (Potschin y Haines-Young, 2017), sin embargo, no se encuentran explícitas en la representación del modelo. En otros marcos conceptuales, estos componentes son más evidentes; un ejemplo de este tipo de marco conceptual se muestra en la Evaluación Nacional de Ecosistemas del Reino Unido (UKNEA, 2014), que incluye en la 21

representación del marco conceptual de los S.E., a los agentes tomadores de decisiones; ‘aquello que la humanidad valora’ (salud, economía, y participación); e incluso, otros capitales (construido, social, y humano), como aportes al bienestar de las personas (Figura 3).

Figura 3. Marco conceptual de los Servicios Ecosistémicos. Fuente: UKNEA (2014).

2.1.2. Clasificación de los servicios ecosistémicos No existe un consenso sobre la clasificación de los S.E. (Bastian, Grunewald, y Syrbe, 2015a). esto, debido a la su diversidad y complejidad. En este sentido, se hace necesario e importante estandarizar tanto el concepto como las clasificaciones de los S.E.; de esta manera, la toma de decisiones y el establecimiento de políticas serán más eficiente a múltiples escalas (Landers y Nahlik, 2013).

Los intentos de clasificación comenzaron a aparecer al hacer mención del término Servicios Ecosistémicos y los términos que le antecedieron. Así, las primeras clasificaciones se hicieron teniendo en cuenta las funciones de los ecosistemas, dividiendo estas en categorías (Nieman 1997, Van del Maarel y Dauvellier, 1978; Bastian y Schreiber, 1999; de Groot et al., 1992; citados por Bastian et al., 2015a). En estas clasificaciones, se destacan las categorías correspondientes a funciones de producción, de regulación, de hábitat y de información. Dado que los procesos y funciones de los ecosistemas contribuyen a los S.E. mas no son sinónimos entre sí (Costanza et al., 2017), los esfuerzos hacia un sistema de clasificación comenzaron a orientarse a partir del concepto naciente de S.E. y su marco de trabajo.

22

Los estudios realizados por Costanza et al. (1997), se enfocaron en la valoración de 17 servicios ecosistémicos a escala mundial; este fue un antecedente para el establecimiento de una clasificación. A partir del Millennium Ecosystem Assessment (2005), se realizaron esfuerzos para configurar una clasificación que estuviese en consonancia con el concepto de S.E. Así, se presenta una clasificación de S.E. en cuatro categorías: Servicios Ecosistémicos de Provisión, Servicios Ecosistémicos de Regulación, Servicios Ecosistémicos Culturales y Servicios Ecosistémicos de Soporte. Posteriormente, otras clasificaciones adoptaron la clasificación propuesta en Millennium Ecosystem Assessment pero realizando algunos cambios.

Hasta el Millennium Ecosystem Assessment, los S.E. eran clasificados en términos biológicos, bióticos y ambientales. Con el TEEB (2010), se da un enfoque más económico a la clasificación, y se hace la distinción entre servicios y beneficios. En el TEEB, además, se cambia la categoría de Servicios de Soporte propuesta por Millennium Ecosystem Assessment, apareciendo la categoría de Servicios de Hábitat que incluye servicios que tienen que ver con los ciclos de vida y la diversidad genética (La Notte et al., 2017).

Tomando en consideración la necesidad de estandarización del concepto de S.E. y de su clasificación, aparecen ejercicios como CICES y FEGS que constituyen clasificaciones de tipo jerárquico.

En CICES (Common International Classification of Ecosystem Services), los S.E. son definidos como las contribuciones que los ecosistemas hacen al bienestar humano, y son distintos de los bienes y beneficios (Haines-Young y Potschin, 2018a; Haines-Young y Potschin-Young, 2018b); aunque esta distinción no es tan explícita (La Notte et al., 2017).

En su nueva versión, CICES no solo clasifica los productos de los ecosistemas bióticos, sino también, incluye las partes no vivas de los ecosistemas que contribuyen al bienestar humano.

La estructura de clasificación de los S.E. en CICES es de tipo jerárquica (HainesYoung y Potschin-Young, 2018b); así los S.E. se agrupan de acuerdo con 3 secciones relacionadas con las contribuciones de los ecosistemas al bienestar humano: La provisión de necesidades materiales y energéticas, la regulación y mantenimiento del medio ambiente, y las características no materiales de los ecosistemas que afectan el estado físico y mental de las personas. Para CICES, existen servicios intermedios de soporte que no constituyen una sección dentro de la clasificación y que están caracterizados por los procesos y estructuras 23

biofísicas y las funciones de los ecosistemas. A partir de estos, se obtienen los S.E. finales, que, a su vez son percibidos como bienes y beneficios por las personas quienes dan a ellos un valor (Haines-Young y Potschin, 2018a).

Para FEGS (Final Ecosystem Goods and Services Classification System), los servicios ecosistémicos son los beneficios provistos por la naturaleza y valorados por las personas; así, basa su clasificación entendiendo a los S.E. como la clave para el entendimiento del flujo de los beneficios a los humanos desde el ecosistema (Landers y Nahlik, 2013).

FEGS, establece un sistema de clasificación jerárquico, en el que se trata de evitar la duplicación de conteo, así como la ambigüedad de definiciones, a partir de un trabajo interdisciplinar entre las ciencias naturales y sociales. Utilizando juicios de valor, se establecen los bienes y servicios ecosistémicos a partir de una evaluación dicotómica (Landers y Nahlik, 2013).

Entendiendo que el concepto de S.E., así como las clasificaciones propuestas son muy recientes (Millennium Ecosystem Assessment (Program), 2005), se hace prioritario realizar propuestas más estandarizadas. Muchos de los S.E. que han sido identificados son procesos o funciones ambientales, lo que agudiza el problema de la doble contabilización.

Así, se requiere un sistema de clasificación basado en definiciones, con una aplicación coherente que resuelva el problema de la doble contabilización y que se conecte con las necesidades humanas (Landers y Nahlik, 2013). En este sentido, un sistema de clasificación riguroso y robusto sería útil (Haines-Young y Potschin-Young, 2018b) y aportaría en gran medida a una toma de decisiones más acertada.

2.1.3. Servicios Ecosistémicos en Colombia Siendo Colombia uno de los países más biodiversos del mundo, es de esperarse que el medio ambiente y la conservación jueguen un papel importante para los planes de gobierno en los que se han propuesto estrategias en pro de la conservación de biodiversidad, los ecosistemas y los servicios ecosistémicos provistos por ellos. En este sentido, los términos Servicios Ambientales y Servicios Ecosistémicos son recurrentes en los Planes Nacionales de Desarrollo en Colombia desde 2002 (Tabla 1).

24

Tabla 1. Planteamientos, objetivos, estrategias y metas en torno a los Servicios Ecosistémicos en los PND de Colombia.

Plan Nacional de Desarrollo

Acciones

2002 - 2006

Se potencia el "mantenimiento de la base natural como factor primordial para el desarrollo del país"; esto para motivar la "conservación y el uso sostenible de los bienes y servicios ambientales".

2010 - 2014

Propone desarrollar estrategias de conservación para la protección de la diversidad biológica y la provisión de los servicios ecosistémicos que sustentan y contribuyen al bienestar humano.

2014 - 2018

Propone objetivos y estrategias para asegurar el uso sostenible del Capital Natural y, en este sentido, menciona la importancia de conservar la biodiversidad y sus servicios ecosistémicos, así como el mantenimiento del flujo de estos para beneficio de la sociedad colombiana.

2018 - 2022

Plantea objetivos, estrategias y metas tendientes al uso sostenible de la biodiversidad, la conservación de los ecosistemas, incentivos a la conservación y al Pago por Servicios Ambientales (PSA) para promover el mantenimiento del Capital Natural.

En el marco del PND 2010 – 2014, la Constitución Política de 1991 y el Sistema Nacional de Información Forestal, se crea la Política Nacional para la Gestión Integral de la Biodiversidad y sus Servicios Ecosistémicos (PNGIBSE); siendo esta una política del estado colombiano a partir de la cual se espera dar gestión y manejo a la biodiversidad y a los servicios ecosistémico, teniendo en cuenta que, en la legislación colombiana, la disponibilidad de los S.E. está íntimamente relacionada con la conservación de la biodiversidad; y que los sistemas que proveen los S.E. son socioecológicos (MADS, 2012).

Dado el carácter socioecológico con el cual se cualifica a los sistemas que proveen servicios ecosistémicos, es necesario para la PNGIBSE involucrar a varios actores, ministerios, órganos reglamentadores, entes de control, entidades ambientales del gobierno nacional, departamental y municipal, Corporaciones Autónomas Regionales, organizaciones sociales étnicas y campesinas, asociaciones rurales, empresas públicas y privadas, beneficiarios, e investigadores nacionales e internacionales, que trabajen de manera interdisciplinar para establecer la gestión integral de la biodiversidad y los S.E (MADS, 2012).

25

Posterior a la PNGIBSE, se crea el programa de Valoración Integral de la Biodiversidad y los Servicios Ecosistémicos, para sentar las bases metodológicas del proceso de valoración de la biodiversidad y S.E. en Colombia; entendiendo que los S.E. son provistos por sistemas socioecológicos. En este sentido, para establecer la valoración de los S.E.; es necesario realizar una caracterización cualitativa o cuantitativa de los sistemas socioecológicos, incluyendo, funciones, estructuras, los S.E. per se, los flujos de los servicios ecosistémicos hacia sus beneficiarios, para finalmente establecer un valor. Es apropiado que el proceso sea participativo, entendiendo que el hombre hace parte del sistema socioecológico y que sus actividades en los ecosistemas pueden generar perturbaciones (Rincón-Ruiz et al., 2014).

En 2012, Colombia ingresa a la Plataforma Intergubernamental CientíficoNormativa sobre Biodiversidad y Servicios Ecosistémicos (IPBES) (IAvH, 2019), mediante la cual se espera “fortalecer la interfaz científico-política de biodiversidad y servicios ecosistémicos, para la conservación y el uso sostenible de la biodiversidad, el bienestar humano a largo plazo y el desarrollo sostenible” (Díaz et al., 2015, p3). En el contexto del IPBES, se determina la necesidad de elaborar una evaluación de la biodiversidad y los servicios ecosistémicos, escogiéndose a Colombia como uno de los países participantes del proyecto piloto de evaluación. Así, en octubre de 2017 inicia el proceso de la Evaluación Nacional de Biodiversidad y Servicios Ecosistémicos (ENBSE); un ejercicio coordinado por expertos nacionales e internacionales, y con la participación de la comunidad, que pretende dar cuenta del conocimiento y el estado actual de la biodiversidad y de los S.E. en Colombia.

2.2.

Servicios ecosistémicos en cuencas hidrográficas Los S.E. en relación con el agua son aquellos proporcionados por los ecosistemas

dentro de una cuenca (Greiber, 2009; Smith, de Groot, y Bergkamp, 2006). Así, el uso de cuencas hidrográficas como unidades funcionales de estudio es adecuado, dado que integran procesos llevados a cabo en ecosistemas terrestres y acuáticos que ocurren dentro de sus límites (Nedkov Boyanova, y Burkhard, 2015); que están directa o indirectamente interrelacionados con el ciclo del agua (Bastian, Grunewald, y Syrbe 2015b): y a partir de los cuales se obtienen beneficios en pro del bienestar humano.

26

En zonas montañosas, las cuencas hidrográficas son consideradas sistemas dinámicos proveedoras de agua, generalmente de calidad, utilizada en actividades humanas en áreas rurales y urbanas; con alta vulnerabilidad, sobre todo en zonas de tierras bajas (Schreirer, 2017). Los procesos ecológicos ocurridos en las áreas montañosas de las cuencas hidrográficas son distintos a los ocurridos en zonas bajas; esto, debido a diferencias climáticas, topográficas y geofísicas (Schreirer, 2017). Los cambios en estos procesos ecológicos, así como los cambios en las coberturas de la tierra, pueden ocasionar cambios en la oferta (stock de S.E.), el flujo, y la demanda de S.E. en el área de la cuenca (Smith et al., 2006).

En el contexto del estudio de S.E. en cuencas, muchos autores han realizado su mapeo y cuantificación (Nedkov et al., 2015; Nedkov y Burkhard, 2012; Stürck, Poortinga, y Verburg, 2014) En general, los estudios realizados se enfocan en el mapeo de la oferta y la demanda de S.E. en relación con las diferentes coberturas de la tierra. La tendencia de evaluar, mapear y cuantificar S.E., en su mayoría de regulación, sigue siendo mayor; lo que concuerda con lo expuesto por Egoh et al. (2012).

Varias investigaciones se han centrado en el mapeo de un solo S.E. dentro de las cuencas hidrográficas a diferentes escalas. Así, McDonough, Hutchinson, Liang, Hefley, y Hutchinson (2020); Nedkov et al. (2015); Nedkov y Burkhard (2012); y Stürck et al. (2014) han mapeado la regulación de inundaciones; Guo, Xiao, y Li (2000), han mapeado la regulación del flujo de agua en relación con la producción de energía hidroeléctrica; Chen, Li, Yang, Zhou, Pan, y Li (2020), han mapeado la provisión de agua; y Burkhard, Kroll, Müller, y Windhorst (2009) han mapeado la provisión de energía.

En contraste, existen otras investigaciones que implican varios S.E. en cuencas. En este sentido, Luck et al. (2009), establecieron estrategias que integran la conservación y protección de S.E., a partir del desarrollo del primer esquema de priorización para la protección de servicios de mitigación de inundaciones, almacenamiento de carbono y provisión de agua en cuencas hidrográficas en todo el mundo. Wang et al. (2019) realizaron estudios de la relación entre oferta y demanda de servicios de provisión de productos agrícolas, provisión de recurso acuático, purificación de agua, retención del suelo y mitigación de inundaciones, estableciendo sinergias y compensaciones en una cuenca hidrográfica de la isla china de Hainan. Chen et al. (2019) evaluaron la relación de oferta y demanda de los S.E. rendimiento de agua, rendimiento de grano, servicios de recreación y 27

servicios de regulación climática, así como su demanda y oferta integral en cuencas que abastecen la ciudad de Wuhan en China.

Los ejemplos de estudios descritos demuestran que los S.E. de provisión, de soporte, y culturales han sido poco mapeados y cuantificados; así, se ratifica la necesidad de realizar investigación en torno a estos S.E. en cuencas hidrográficas. Además, la cantidad de estudios acerca de los S.E. provistos por cuencas hidrográficas en el mundo, contrasta con la falta de investigación sobre S.E. en bosques y montañas tropicales (Breuer, Windhorst, Fries, y Wilcke 2013; Seppelt, Dormann, Eppink, Lautenbach y Schmidt, 2011; Ojea et al, 2012;).

Así se han establecido áreas que componen grandes cuencas hidrográficas en las zonas tropicales en el sureste de Asia, África (Lele, 2009), y Centro y Suramérica en las que se existen S.E. cuya conservación es prioritaria, y donde se presentan vacíos de información e investigación. Estas zonas concuerdan con hotspots para la conservación de biodiversidad ubicados en países en vías de desarrollo (Luck et al., 2009).

En Colombia, se ha dado prioridad al recurso hídrico, por lo que muchas investigaciones se enfocan en S.E. relacionados de manera directa e indirecta con este recurso. Este interés viene condicionado a los cambios de cobertura, uso y manejo del suelo ocurridos en los ecosistemas dentro de las cuencas hídricas debido a impactos antropogénicos que afectan la calidad y cantidad del agua disponible para el uso, así como la provisión de servicios ecosistémicos (Guevara, 2014).

Benites, Campos, Faustino, Villalobos, y Madrigal (2008), identificaron la calidad del agua del consumo humano, la belleza escénica, la calidad de área, y la producción de materias primas como S.E. prioritarios generados en la parte alta y media, y que se degradan en la parte baja de la cuenca hidrográfica del río Otún, Risaralda, Colombia. Por otro lado, Gómez Díaz y Martínez López (2018), evaluaron la percepción sociocultural de los S.E. de la cuenca del río Orotoy, identificando seis S.E. establecidos como prioritarios a partir del uso de la metodología AHP (Proceso Analítico Jerárquico).

Se han realizado, además, algunos ejercicios de mapeo de S.E. en cuencas y microcuencas hidrográficas. Por citar algunos ejemplos, Mancera Sanabria, (2019), realizó el mapeo de la regulación hídrica de la microcuenca del río Murca, en Cundinamarca, Colombia, utilizando la teledetección y herramientas de SIG para establecer la provisión del servicio dentro de la cuenca, así como los cambios ocurridos entre 1998 y 2015. Cárdenas 28

Álvarez (2016), realizó el mapeo de la distribución espacial y la valoración económica de los S.E. almacenamiento y secuestro de carbono, rendimiento hídrico y calidad del hábitat, en la cuenca alta del río Claro en el Parque Nacional Natural Los Nevados, mediante el uso de software InVEST. El enfoque social es muy importante en el desarrollo de estudios de S.E. en cuencas hidrográficas colombianas, dado que la mayoría de las investigaciones hacen consulta o trabajan de manera interdisciplinar con actores comunitarios y/o entidades ambientales gubernamentales, y de carácter privado. Además, interesa conocer acerca de los valores de los S.E. para generar estrategias de Pagos por Servicios Ambientales (PSA), así como de conservación.

2.3.

Oferta y demanda de servicios ecosistémicos en cuencas hidrográficas Conocer la oferta y la demanda de servicios ecosistémicos, así como su flujo en un

territorio es útil en el sentido que, a partir de su mapeo y cuantificación, pueden desarrollarse investigaciones más específicas, como valorización monetaria, tendencias y compensaciones (Burkhard, Kroll, Nedkov, y Müller, 2012; Egoh et al., 2012); temáticas útiles para guiar la toma de decisiones (Swetnam et al., 2011) en cuanto al manejo y conservación de un área específica; de tal manera que quede garantizada la prestación de estos servicios (Neugarten et al., 2018).

La oferta y la demanda han sido dos elementos que han sido mapeados a diferentes escalas. Burkhard et al. (2012) consideran que el mapeo y la cuantificación de la oferta y la demanda contribuye a la aplicación del concepto S.E. en los ámbitos científico y práctico.

Dado que Colombia es un país con variedad de ecosistemas, es importante establecer la oferta y la demanda de servicios ecosistémicos de los ecosistemas en relación con el agua y las cuencas hidrográficas. El estudio de oferta y demanda, y, en general, de los S.E. en cuencas hidrográficas constituye un vacío de información en ecosistemas tropicales (Breuer et al., 2013: Ojea et al, 2012), y su cuantificación y mapeo es un tema de interés para científicos y tomadores de decisiones.

29

2.3.1. Oferta y demanda La oferta y la demanda son puntos importantes dentro de todos los marcos conceptuales que se han desarrollado para fundamentar el concepto de S.E. En este contexto, la oferta se refiere a la capacidad de los ecosistemas para proveer S.E. potenciales (Burkhard, Kandziora, Hou, y Müller, 2014) y depende de las funciones, procesos y estructuras del ecosistema (Sohel, Ahmed Mukul, y Burkhard, 2015); mientras que la demanda cambiará de acuerdo con los S.E. potenciales que los ecosistemas ofrezcan y que sean útiles, de manera directa o indirecta, para el bienestar humano. En este sentido; cuantificar y mapear la oferta y la demanda aporta en el entendimiento de la dinámica de los S.E. a una escala determinada siendo importante para determinar los S.E. que satisfacen las necesidades de los beneficiarios finales.

Dada su dependencia de los procesos, funciones y estructuras de los ecosistemas, así como de los cambios geofísicos naturales, la cuantificación de la oferta puede dar una idea de la conservación de áreas que son prioritarias debido a que proveen gran cantidad de S.E. Además, las alteraciones antrópicas que inducen cambios de cobertura y uso del suelo también influyen en la oferta de S.E. (Haines-Young y Potschin, 2010; Sohel et al., 2015); en este sentido, la cuantificación de la oferta puede aportar al conocimiento de los cambios en los ecosistemas teniendo en cuenta estas alteraciones.

Existen varios ejercicios de mapeo y cuantificación de la oferta de S.E. Como ejemplos, Sohel et al. (2015), estudiaron la oferta de S.E en el Parque Nacional de Lawachara (Bangladesh), relacionándola con diferentes tipos de cobertura y uso de la tierra. Kaiser et al. (2013) evaluaron y mapearon los cambios ocurridos en la cobertura y el uso de la tierra en la provincia de Phang Nga (Tailandia) tras el Tsunami del Océano Indico de 2004, así como la relación de estos cambios con la oferta de S.E. García-Feced, et al. (2015) mapearon la vegetación seminatural de tierras agrícolas en Europa, para establecer la valoración y clasificación de la relación entre este tipo de vegetación y la oferta de S.E. a escala regional.

En cuanto a la demanda; su cuantificación puede mirarse desde una perspectiva económica relacionada con la satisfacción debida a la oferta de S.E., o desde una perspectiva en la que se tienen en cuenta los deseos, las preferencias o las características socioeconómicas de los beneficiarios (Wolff, Schulp, y Verburg, 2015). Estas dos

30

preferencias se manifiestan en los ejercicios de medición de la demanda de Burkhard et al.

(2012) y Schröter, Barton, Remme, y Hein (2014), respectivamente.

Son pocos los ejercicios en los que se ha establecido, mapeado y cuantificado la demanda de S.E. (Burkhard et al., 2014). En la actualidad, el establecimiento de la demanda está en auge; así, los estudios sobre demanda de S.E. son bastante recientes. En este sentido, Wolff, Schulp, Kastner, y Verburg (2017) cuantifican la variación espacial a escala global de la demanda servicios “no básicos”: polinizadores dependientes de productos cultivados; plantas medicinales salvajes; y recreación al aire libre. Para los autores, la demanda de servicios “no básicos” responde a la exposición a cambios en el clima, la distribución de la riqueza, los cambios en los valores sociales asociados con cambios en los patrones de los estilos de vida. A pesar de su importancia estos servicios no son tenidos en cuenta en los estudios de S.E. Dado que muchos de los beneficiarios S.E. viven en las grandes ciudades, algunos autores se han enfocado en determinar y mapear la demanda de los S.E. urbanos. Es el caso de Casado-Arzuaga, Madariaga, y Onaindia (2013), quienes determinaron la percepción de la población sobre la demanda de S.E. en zonas peri-urbanas. Continuando con un enfoque similar; Li et al. (2020) utilizaron el método de evaluación multicriterio para establecer la demanda de S.E. urbanos ecológicos y culturales; a partir de la escogencia de nueve criterios para evaluar demanda, entre los que se cuentan, la sensibilidad a la erosión del suelo, la sensibilidad a peligros geológicos; el manejo del agua; la cobertura vegetal; la presencia de tierras agrícolas permanentes; la accesibilidad; la densidad de población; el uso directo de espacios verdes; y el patrimonio cultural.

2.3.2. Relaciones entre oferta y demanda La oferta puede ser considerada como un complemento de la demanda en el sentido de que, el establecimiento de la oferta no implica que se esté cuantificando la provisión real del S.E.; esto puede lograrse al establecer el flujo y la demanda (Burkhard et al., 2014). Esta perspectiva puede ser la razón para establecer la relación que existe entre las dos. Así, el mapeo de la relación entre oferta y demanda puede dar una idea de los lugares en los cuales la demanda es más alta que la oferta y el flujo de S.E., lo que podría conllevar, por ejemplo, a que las poblaciones deban importar S.E. de otros lugares a fin de suplir sus necesidades (Syrbe, Schröter, Grunewald, Walz, y Burkhard, 2017).

31

Mientras que existen varios ejemplos de establecimiento de la oferta de S.E.; la demanda ha sido poco estudiada (Burkhard et al., 2014; Seppelt et al., 2011). Varios autores han identificado la necesidad, no solo de establecer la demanda de S.E; sino también su relación con la oferta, así como su flujo que posibilita la llegada de S.E. a sus beneficiarios (Burkhard et al., 2012; McDonald, 2009).

La estandarización de métodos para mapear y cuantificar la oferta y la demanda también es un tema de interés. La valoración es considerada como una manera indirecta de relacionar la oferta y la demanda de S.E.; sin embargo, este tipo de evaluación presenta problemas dado que muchos de los servicios (sobre todo los servicios de regulación y culturales) no tienen un valor en el mercado (Kroll et al., 2012). En este sentido, se han desarrollado métodos en los que se realizan evaluaciones no monetarias de oferta y demanda, a diferentes escalas utilizando los sistemas de información geográfica. Kroll et al. (2012) establecieron la oferta y la demanda de tres S.E. (energía, agua y alimento) en un gradiente rural-urbano en la localidad de Leipzig (Alemania), utilizando diferentes indicadores tomados de datos proxy que complementan la información de coberturas del suelo. De manera similar, Larondelle y Lauf (2016), determinan la oferta y la demanda de varios S.E. urbanos a escalas diferentes, así como la relación entre la oferta y la demanda; estableciendo las áreas de exceso y balance de cada una en la ciudad de Berlín (Alemania). Cui, Tang, Zhang, Wang, y Dai (2019), también establecieron la distribución de la oferta y la demanda de S.E., así como relaciones de compensación, sinergias y balances en la localidad de Hulunbuir (China), utilizando diferentes escalas, con el fin de correlacionar los resultados obtenidos entre las escalas usadas.

Otro método novedoso y flexible que permite mapear la oferta y la demanda a diferentes escalas es la “Matriz de Servicios Ecosistémicos”; este método vincula los S.E. con unidades espaciales biogeofísicas apropiadas correspondientes a coberturas del suelo del área a evaluarse (Burkhard et al., 2009; Burkhard y Maes, 2017). Muchos mapas de S.E. utilizan la información obtenida a partir de la coberturas y usos de la tierra; así, el método de la “Matriz de Servicios Ecosistémicos” que utiliza este tipo de información, puede ser útil para determinar patrones de oferta y demanda de S.E (Burkhard, 2017) de acuerdo con su relación dentro de un paisaje determinado.

Algunas evaluaciones han usado el método de la “Matriz de Servicios Ecosistémicos” para establecer su oferta y demanda. Así, Burkhard et al. (2009) 32

establecieron la distribución de la oferta de S.E. provisión de alimento para la ciudad de Leipzig (Alemania) y evalúan los cambios ocurridos en el suministro de este servicio con respecto a los cambios ocurridos en las coberturas de la tierra entre los años 1990 y 2000.

Burkhard et al. (2012) utilizaron la “Matriz de Servicios Ecosistémicos” para mostrar la cuantificación y el mapeo de la oferta y la demanda de varios S.E. de integridad ecológica, regulación, provisión y culturales, así como el balance y el exceso de cada servicio ecosistémico en función de las diferentes coberturas de la tierra del área circundante a la ciudad de Leipzig; mapeando como ejemplo, la oferta, la demanda y el balance O-D (OfertaDemanda) para el servicio ecosistémico de provisión de Energía. Nedkov y Burkhard (2012) determinaron la oferta y la demanda de la regulación de inundaciones, así como el balance O-D en la municipalidad de Etropole (Bulgaria) teniendo en cuenta el riesgo por inundación de la municipalidad.

En las estimaciones de oferta y demanda de S.E. también es posible establecer relaciones de tipo espacial. Fisher et al. (2009) y Syrbe y Walz (2012), establecen cuatro tipos de relaciones espaciales entre oferta y demanda: 1) In situ, en referencia a la relación en la cual la oferta y la demanda se realizan en la misma área; 2) Omnidireccional, en la cual la oferta de S.E. se da en un solo lugar, beneficiando al paisaje circundante sin sesgo direccional; 3) Direccional, en la cual la oferta y la demanda de S.E. son dependientes de la dirección del flujo del servicio ecosistémico provisto; y 4) Desacoplada, en la cual la demanda y el beneficio de servicio ecosistémico generalmente ocurre en un área diferente y lejana al sitio de provisión.

Algunos servicios ecosistémicos, tales como la formación de suelo o la provisión de materias primas pueden ser provistos y demandados en la misma área siguiendo una relación in situ. Con la mayoría de S.E. de regulación se puede establecer relaciones in situ, direccionales y omnidireccionales, pero no desacopladas. En cuanto a los S.E. de provisión y culturales, puede resaltarse su tendencia a presentar relaciones de tipo omnidireccional, direccional y desacoplada (Burkhard et al., 2014).

En Latinoamérica se han realizado estimaciones indirectas de oferta y demanda a partir de estudios monetarios; aunque algunos autores destacan la importancia de establecer evaluaciones que tengan en cuenta el componente social (Tovar Tique, 2020). En cuanto a las evaluaciones monetarias, Campos, Alpízar, Madrigal, y Louman (2007) resaltan la

33

demanda, como un componente crucial en las evaluaciones de S.E. para establecer estrategias de PSA. Rincón-Ruiz et al. (2014) establecen la importancia de caracterizar la oferta y la demanda en las evaluaciones de valoración de S.E. a realizarse en el territorio colombiano.

En este sentido, Gómez-Rodríguez y Beltrán-Vargas (2018) establecen una modelación dinámica, no espacial de la oferta y la demanda de S.E. en relación con los cambios de coberturas de la tierra ocurridos en la Reserva Forestal Productora Thomas van der Hammen (Colombia). Aldana-Domínguez et al. (2019) cuantifican y mapean la oferta y la demanda de varios S.E., así como los efectos de los cambios pasados y futuros de la cobertura de la tierra sobre estos dos componentes en el Área Metropolitana de Barranquilla (Colombia); utilizando el método de la “Matriz de los Servicios Ecosistémicos” para mapear oferta, demanda y el balance O-D. 2.3.3. Cuantificación y mapeo de oferta y demanda de S.E. en cuencas hidrográficas El mapeo y la cuantificación de la oferta y la demanda de S.E. también ha sido realizado en cuencas hidrográficas. Dado que los servicios son usualmente provistos por unidades ecológicas relacionadas con procesos dentro de paisajes (Syrbe y Walz, 2012), las cuencas hidrográficas, o por lo menos parte de ellas, pueden ser tomadas como unidades de estudio para evaluar y mapear los S.E. en una región determinada; así como la oferta, la demanda, y la relación entre las dos.

En relación con este planteamiento, Nedkov y Burkhard (2012) realizaron el mapeo de la oferta y demanda del servicio de regulación de inundaciones obteniendo mapas de oferta y demanda, así como mapas de balance entre oferta y demanda que muestran que las áreas con demanda relativamente alta se encuentran localizadas en zonas con capacidades de oferta bajas. Stürck et al. (2014) mapearon la demanda y oferta de la regulación de inundaciones a escala continental, identificando áreas prioritarias con alto potencial para evitar el riesgo de inundaciones.

Schulp, Alkemade, Klein Goldewijk, y Petz (2012) establecieron una manera diferente de mapear los servicios ecosistémicos en cuencas hidrográficas, teniendo en cuenta no solo el servicio prestado, sino también, el funcionamiento del ecosistema y el uso de esas funciones. Así, establecieron que las funciones ecosistémicas mapeadas se encontraban 34

disponibles en áreas naturales; mientras que diversos servicios ecosistémicos ofertados se encontraron en áreas cubiertas de manera heterogénea.

En el contexto de la escala, es más común encontrar estudios de oferta y demanda donde se establezcan relaciones direccionales y omnidireccionales (Fisher et al., 2009; Syrbe y Walz, 2012) en relación con las cuencas hidrográficas a partir de gradientes entre zonas rurales y urbanas. Estas relaciones se establecen porque se entiende que los S.E. provistos en las zonas altas de las cuencas serán demandados en las zonas bajas. Retomando el estudio de Nedkov y Burkhard (2012) y de acuerdo con la mención realizada en Burkhard et al.

(2014), se resalta, por ejemplo, el establecimiento de la relación omnidireccional del servicio ecosistémico regulación de inundaciones.

En contraste, las relaciones in situ no son tan estudiadas en cuencas hidrográficas; así, realizar estudios de este tipo podría llenar vacíos de información sobre el comportamiento de la oferta y la demanda de S.E. a escala local dentro de las cuencas.

35

CAPÍTULO 3 3. METODOLOGÍA 3.1.

Área de estudio

El ACB San Antonio/Km 18 (Figura 4), hace parte del conjunto de Áreas Clave para la Biodiversidad establecidas por la IUCN y otras organizaciones (Key Biodiversity Areas Partnership, 2020). Se encuentra ubicada en el departamento del Valle del Cauca, hace parte del corredor Munchique-Paraguas (Otero Castellanos, 2020), así como también al Complejo Ecorregional Chocó-Darién.

Por ser un bosque de niebla, presenta varias particularidades, siendo una de las más importantes, la presencia de neblina a lo largo del día. Esta particularidad configura condiciones ambientales para el crecimiento de una vegetación del tipo siempreverde, alta riqueza y diversidad de epífitas, y alto grado de endemismos. En estudios de la vegetación en algunos fragmentos de bosques del ACB San Antonio/Km 18, se han encontrado hasta 528 especies de plantas vasculares pertenecientes a 76 familias (BirdLife International, 2021).

El ACB San Antonio/Km 18, ha sido catalogada como un área prioritaria para la conservación de aves, debido a su alta riqueza y a la presencia de especies como Chlorochrysa nitidissima, Glacidium nubicola y Chloropipo flavicapilla con un grado de amenaza alto (BirdLife International, 2021; Key Biodiversity Areas Partnership, 2020).

Además, se considera un área importante para el estudio y conservación de anuros; la existencia de variedad de microambientes y microclimas favorece, no solo que la riqueza de este grupo sea alta, sino también la presencia de endemismos.

Específicamente, esta zona se encuentra amenazada debido a presiones antrópicas que propician la fragmentación boscosa, lo que ha provocado la extinción local de especies de aves, así como el aumento de la amenaza de especies de anuros (Key Biodiversity Areas Partnership, 2020). El aumento de la frontera agrícola, ganadera, así como el uso del suelo para construcción de propiedades privadas, condominios, y parcelaciones (Otero Castellanos, 2020) inciden en el aumento de la amenaza a los

36

Figura 4. Área de estudio. Cuencas hidrográficas, Arroyohondo (I), Cali (II), Dagua (III), y Yumbo (IV); ACB San Antonio/Km 18.

37

ecosistemas y especies que los habitan; sin embargo aún se conserva cerca del 30% de los ecosistemas naturales en el área (Quintero-Angel et al., 2019).

Parte de las cuencas altas de los ríos Cali, Arroyohondo, Yumbo, y Dagua se encuentran dentro del ACB San Antonio/Km 18 (Figura 4). Estas cuatro cuencas son importantes porque proveen de agua a varios municipios de Valle del Cauca, cuales son, Cali, Yumbo, Dagua, y La Cumbre.

3.1.1. Cuenca del Río Arroyohondo El río Arroyohondo nace en el flanco oriental de la cordillera occidental de Colombia, desembocando en la margan izquierda del río Cauca (CVC, 2017a), en el departamento del Valle del Cauca. La parte correspondiente a la ACB San Antonio/Km 18 abarca 1,773 ha de las 6,487 ha totales, y pertenece a la zona productora de la cuenca.

971.3 ha de bosques en diferentes estados de conservación, 116.6 ha de cultivos, 428.1 ha de pastos, 228.2 ha de tejido urbano discontinuo, fincas recreativas, condominios y parcelaciones (Otero Castellanos, 2020).

3.1.2. Cuenca del Río Cali El río Cali nace en el alto del Buey, en el PNN Farallones de Cali, recorriendo cerca de 50 Km hacia el municipio de Cali para desembocar en la margen izquierda del río Cauca (CVC, 2017b). La subcuenca del río Aguacatal dentro de la cuenca del río Cali, se traslapa con el ACB San Antonio/ Km 18, ocupando 2532.1 ha dentro del polígono.

En esta zona pueden encontrarse distintos tipos de usos de suelo; así, 1547.5 ha son ocupadas por bosques en diferentes estados de conservación, 254.3 ha por cultivos, 395.2 ha por pastos, 301.2 ha por tejido urbano discontinuo, fincas recreativas, condominios y parcelaciones (Otero Castellanos, 2020).

3.1.3. Cuenca del Río Dagua El río Dagua nace en el corregimiento de San Bernardo, desembocando en el océano pacífico a una distancia de 125 km de su nacimiento, aproximadamente (CVC, 2017c). 3,324.3 ha de la cuenca del río Dagua se encuentran dentro del polígono correspondiente al ACB San Antonio/Km 18. De esta superficie, 2,214.2 ha poseen cobertura boscosa en diferentes estados de conservación, 169.1 ha son utilizadas para cultivos, 651.7 ha son utilizadas para pastos, 264.7 ha son utilizadas como tejido urbano

38

discontinuo, fincas recreativas, condominios y parcelaciones (Otero Castellanos, 2020).

Se destacan los cultivos de té y aromáticas ubicados en zonas cercanas a Bitaco y La Cumbre; los propietarios de estas zonas de cultivos generalmente disponen varias hectáreas a la protección y conservación de los bosques. De todas las cuencas que se traslapan con el polígono ACB San Antonio/km 18; esta cuenca es la que tiene mayor área boscosa conservada.

3.1.4. Cuenca del río Yumbo El río Yumbo nace en la cordillera occidental y desemboca en la margen izquierda del río Cauca. Parte de la zona rural de la cuenca del río Yumbo se traslapa con el polígono ACB San Antonio Km/18 (CVC, 2017d) ocupando 1,165.9 ha. Históricamente, los suelos en la zona rural fueron usados para ganadería; sin embargo, esta actividad ha perdido terreno y el uso de suelo ha cambiado hacia actividades agrícolas (CVC y Fundación PROAGUA, 2010). Dentro del polígono, 931.4 ha de la cuenca corresponden a zonas boscosas en diferentes estados de conservación, 163.7 ha son usadas para cultivos, 56.6 ha son usadas para pastos, 5.21 ha son usadas como tejido urbano discontinuo, fincas recreativas, condominios y parcelaciones, 2.5 ha como zonas industriales (Otero Castellanos, 2020).

3.2.

Métodos Con el fin de dar cumplimiento a los objetivos planteados, se realizó revisión de

bibliografía disponible correspondiente a los métodos usados para determinar oferta y demanda de los S.E. provisión de agua y control de erosión. Se revisaron artículos científicos escritos entre el 2010 y 2020, en idiomas inglés y español. Con la información recopilada, se determinaron los datos a utilizarse para la realización de los análisis. En este sentido, se recopilaron datos espacialmente explícitos de cartografía básica, bióticos, biofísicos, geofísicos y sociales correspondientes al área de estudio; así como datos no espaciales que fueron incorporados a los datos espaciales para usarlos en la determinación de la oferta y la demanda de los S.E. (Tabla 2). El sistema de referencia de los datos, así como las escalas fueron estandarizadas. Finalmente, los datos se utilizaron para el establecimiento de la oferta y la demanda de los S.E. estudiados (Figura 5).

39

Figura 5. Diagrama de flujo para establecimiento de oferta y demanda de provisión de agua y control de erosión en cuatro cuencas de la ACB San Antonio/Km 18.

40

Tabla 2. Datos y recursos utilizados para establecer la oferta y la demanda de los S.E. provisión de agua y control de erosión del suelo.

Nombre dato Cartografía base

Biótico

Biofísico

Socioeconómico

Polígono ACB San Antonio/Km 18

Tipo dato

Recurso

Espacial - Vector

Fundación Ecovivero

Espacial - Ráster

Earth Data - Nasa https://search.earthdata.nasa.gov/search

Espacial - Vector

Fundación Ecovivero (Otero Castellanos, 2020)

Precipitación media anual

Espacial - Vector

Geoportal IDEAM http://www.ideam.gov.co/capas-geo

Mapa de suelos Valle del Cauca

Espacial - Vector

Datos Abiertos IGAC https://geoportal.igac.gov.co/contenido/datos -abiertos-agrologia

Cuencas Hidrográficas, Arroyohondo, Cali, Dagua, Yumbo

Espacial - Vector

Geoportal Avanzado CVC https://www.geo.cvc.gov.co/visor_avanzado/

Oferta de agua superficial y subterránea cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua, Yumbo

No espacial

CVC, 2017a; CVC, 2017b; CVC, 2017c; CVC, 2017d

Demanda de agua cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua, Yumbo

No espacial

CVC, 2017a; CVC, 2017b; CVC, 2017c; CVC, 2017d

NASA DEM Resolución 30m Mapa de cobertura ACB San Antonio/Km 18 Escala 1:10,000

Factor K para diferentes tipos de No espacial suelo

Ver Tabla 3

Factor C para diferentes tipos de No espacial cobertura

Ver Tabla 4

MGN-Nivel Sección Rural integrado al CNPV 2018

Geoportal DANE https://geoportal.dane.gov.co/servicios/desca rga-y-metadatos/visor-descarga-geovisores/

Espacial - Vector

Es importante destacar los patrones de coberturas y usos de la tierra. Dado que la cobertura y el uso de la tierra afectan la capacidad del paisaje para proveer S.E. (Kroll et al., 2012); este indicador fue utilizado como base para establecer la oferta y la demanda de provisión de agua en el área de estudio. En el caso del servicio ecosistémico de control de erosión, la cobertura de la tierra se utilizó como indicador indirecto para determinar el indicador principal. Así, se usó el mapa de coberturas y usos de suelo (Tabla 3) establecido para el ACB San Antonio/Km 18 a escala 1:10,000 (Otero Castellanos, 2020).

41

Tabla 3. Área total de coberturas para las cuencas hidrográficas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo, dentro del ACB San Antonio/Km 18 (Otero-Castellanos, 2020)

Tipos de cobertura Bosques y áreas seminaturales

Arroyohondo

Arbustal abierto Arbustal denso Bosque abierto alto de tierra firme Bosque abierto bajo de tierra firme Bosque denso alto de tierra firme Bosque denso bajo de tierra firme Bosque fragmentado con pastos y cultivos Bosque fragmentado con vegetación secundaria Herbazal abierto Herbazal denso de tierra firme con arbustos Herbazal denso de tierra firme no arbolado Vegetación secundaria alta Vegetación secundaria baja

Área coberturas (ha) Cali Dagua

971.3 3.31 0.03 175.1 78.38 500.06 144.99 11.55 1.13

1547.52 5.86 10.7 246.18 179.37 680.68 116.36 49.55 97.49

53.2 3.54

2.09 5.16 143.07 10.99

544.58

649.64

104.61 12.23 0.95 820.69

228.16

301.18

264.74

Cuerpos de agua Territorios agrícolas Zonas industriales Zonas urbanizadas

Yumbo

2,214.23 30.17 23.3 187.45 80.34 1,437.01 238.51 78.45 22.17

931.41 12.92 29.34 116.13 54.23 431.91 173.47 9.77 6.95 0.08 6.64 7.18 53.85 28.95 220.29 2.51 5.21

La oferta y la demanda de los S.E. estudiados se establecieron siguiendo un enfoque cuantitativo para realizar los análisis respectivos. En este sentido se explican los métodos utilizados. Todos los procesos para determinar la oferta, la demanda y la relación oferta-demanda de los S.E. provisión de agua y control de erosión se realizaron mediante el uso del software ArcGIS Pro, versión 2.7.

3.2.1. Oferta y demanda de provisión de agua Para establecer la oferta y la demanda de provisión de agua en el área de estudio (Figura 6), se siguió el método propuesto por Kroll et al. (2012), en el que se utilizan datos de coberturas de la tierra, y de población; así como datos de oferta y demanda estimados previamente para cada cuenca hidrográfica. El método propuesto por Kroll et al. (2012) permite determinar cuantitativamente la oferta y la demanda de la provisión de agua, mediante el uso de ecuaciones establecidas por los autores. Así, se escogió el método dado que se esperaba tener resultados cuantitativos para establecer categorías de clasificación.

42

Oferta de provisión de agua Las ecuaciones propuestas por Kroll et al., (2012) para estimar la demanda de agua se adaptaron de tal manera que pudiera establecerse la oferta de este servicio ecosistémico, dado que se cuenta con datos de oferta subterránea y superficial estimados previamente por la CVC. La estimación de la oferta de provisión de agua se estableció para cada una de las cuatro cuencas hidrográficas estudiadas.

En este sentido, la provisión de agua fue calculada en mm. de agua por hectárea de tipo de cobertura, para cada cuenca hidrográfica; incorporando valores de oferta superficial y subterránea de cada cuenca a los datos de cobertura del área de estudio, para establecer la oferta de provisión de agua por hectárea de cobertura.

Así, la oferta superficial de agua (WOSup) se divide entre el área de cada tipo de cobertura para calcular la oferta superficial por hectárea. De igual manera, la oferta subterránea de agua (WOSub) se divide entre el área de cada tipo de cobertura, para calcular la oferta subterránea por hectárea. Cabe anotar que las coberturas utilizadas para establecer la oferta de provisión de agua fueron todas aquellas correspondientes a bosques en diferentes estados de conservación, y coberturas de cuerpos de agua artificial; esto dado que es en este tipo de cobertura donde se oferta el agua disponible para uso. En este sentido, las coberturas de cultivos, tejidos urbanos discontinuos, condominios y parcelaciones, no son coberturas en las que oferta agua; por el contrario, estas coberturas demandan agua para el desarrollo de sus actividades.

Para obtener la oferta total, se suma la oferta superficial y la oferta subterránea por hectárea de tipo de cobertura terrestre (Eq. 1). 𝐖𝐎𝐓 =

𝐖𝐎𝐒𝐮𝐩 𝐀𝐁𝐨𝐬𝐪𝐮𝐞

+

𝐖𝐎𝐒𝐮𝐛 𝐀𝐁𝐨𝐬𝐪𝐮𝐞

(Eq. 1)

Demanda de provisión de agua Se utilizaron las ecuaciones propuestas por Kroll et al., (2012) para estimar la demanda de provisión de agua en cada cuenca hidrográfica dentro del ACB San Antonio/Km 18. Así, la demanda de provisión de agua fue calculada en mm. por hectárea de tipo de cobertura terrestre. La demanda del agua para uso doméstico fue asignada a las coberturas correspondiente a tejido urbano discontinuo, condominios, parcelaciones y zonas comerciales, reclasificadas como zonas urbanizadas (Eq. 2).

43

Figura 6. Procedimiento metodológico, oferta y demanda de provisión de agua en las cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo.

44

Cabe mencionar que, para estimar la demanda de agua para uso doméstico, es necesario contar con datos demográficos. En este sentido, se utilizaron los datos del Censo Nacional de Población y Vivienda de 2018, disponibles en el DANE (Departamento Administrativo Nacional de Estadística). Dado que los datos del censo se organizan de acuerdo con MGN (Marco Geoestadístico Nacional), se escogieron de estos los datos pertenecientes a la unidad Sección Rural, asegurando que se tome el número de habitantes en la zona de estudio teniendo en cuenta estas unidades censales en cada cuenca. Cabe mencionar que Sección Rural, es la unidad censal más pequeña en las zonas rurales del país. 𝐖𝐃𝐏𝐨𝐩 ∗𝑷𝑶𝑷

𝐖

=

𝐀𝐔𝐫𝐛𝐚𝐧𝐨

(Eq. 2)

𝐀𝐔𝐫𝐛𝐚𝐧𝐨

La demanda de agua para uso agrícola fue asignada a las coberturas correspondientes a los diferentes tipos de cultivos y pastos que se reclasificaron como territorios agrícolas (Eq. 3). La demanda del agua para uso industrial fue asignada a la cobertura de zona industrial cuando aplica (Eq. 4). 𝐖𝐃𝐀𝐠𝐫𝐢𝐜𝐮𝐥𝐭𝐮𝐫𝐚 𝐀𝐀𝐠𝐫𝐢𝐜𝐮𝐥𝐭𝐮𝐫𝐚 𝐖𝐃𝐈𝐧𝐝𝐮𝐬𝐭𝐫𝐢𝐚 𝐀𝐈𝐧𝐝𝐮𝐬𝐭𝐫𝐢𝐚

=

=

𝐖

(Eq. 3)

𝐀𝐀𝐠𝐫𝐢𝐜𝐮𝐥𝐭𝐮𝐫𝐚 𝑾

(Eq. 4)

𝐀𝐈𝐧𝐝𝐮𝐬𝐭𝐫𝐢𝐚

Las demandas de agua calculadas se suman para obtener la demanda de agua total en cada cuenca (Eq. 5). 𝐖𝐃𝐓 =

𝑾 𝐀𝐔𝐫𝐛𝐚𝐧𝐨

+

𝑾 𝐀𝐀𝐠𝐫𝐢𝐜𝐮𝐥𝐭𝐮𝐫𝐚

+𝑨

𝑾

𝑰𝒏𝒅𝒖𝒔𝒕𝒓𝒊𝒂

(Eq. 5)

3.2.2. Oferta y demanda de control de erosión del suelo Se siguió la metodología propuesta por Tanase y Mindrescu (2017) para el establecimiento de la oferta y la demanda de control de erosión del suelo a partir de la RUSLE (Revised Universal Soil Loss Equation). Mediante el uso de la ecuación RUSLE, los autores establecen la pérdida del suelo del área de estudio, utilizando este resultado como indicador para el control de erosión (Figura 7 y 8). Los datos de oferta de control de erosión son usados para determinar la demanda de control de erosión, en conjunto con datos de cobertura de la tierra y datos poblacionales de la zona de estudio. Al igual que el método utilizado para establecer la oferta y demanda de provisión de agua, el método

45

propuesto por Tanase y Mindrescu (2017) permite obtener resultados cuantitativos a partir de los cuales se establecen categorías de clasificación para el servicio ecosistémico de control de erosión del suelo.

Oferta de control de erosión del suelo Para establecer la oferta de control de erosión del suelo se utiliza la Ecuación de la Pérdida del Suelo Universal Revisada (RUSLE por sus siglas en inglés), que requiere para su uso datos de precipitación, suelo, elevación, y cobertura del suelo, a partir de los cuales puede estimarse la pérdida del suelo del área de estudio. En este caso, la pérdida del suelo se usa como indicador principal para determinar el servicio ecosistémico de control de erosión.

La ecuación RUSLE (Eq. 6). consta de factores que, multiplicados, permiten estimar la pérdida del suelo (Renard, Foster, Weesies, y Porter, 1991): 𝑨=R∗K∗𝑳∗𝑺∗𝑪∗𝑷

(Eq. 6)

Donde A es corresponde a la pérdida del suelo (tons/ha/año); R corresponde a la erosividad por lluvia (MJ/mm/ha/h/año); K corresponde al factor de erodabilidad del suelo (tons/ha/h/ha/MJ/mm); LS corresponde al factor de longitud de la pendiente; C corresponde al factor de manejo de cobertura; y P corresponde al factor de prácticas de conservación (Tanase y Mindrescu, 2017).

Para determinar el factor de erosividad del suelo (R) se utilizaron datos espaciales de precipitación anual disponibles en el Geoportal del Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales (IDEAM). Los datos se rasterizaron y estandarizaron para su uso posterior. El factor de erosividad se determinó a partir de la relación (Eq. 10) entre tres ecuaciones aritméticas (Eq. 7; Eq. 8; Eq. 9) propuestas por Renard y Freimund (1994), y Renard et al. (1997) (citados por Tanase y Mindrescu, 2017), que utilizan los datos de precipitación anual. 𝟑𝟖. 𝟒𝟔 + (𝟑. 𝟒𝟖 ∗ 𝑷)

(Eq. 7)

𝟓𝟖𝟕. 𝟖 − (𝟏. 𝟐𝟏𝟗 ∗ 𝑷) + (𝟎. 𝟎𝟎𝟒𝟏𝟎𝟓 ∗ 𝑷𝟐 ) −𝟏𝟏𝟎. 𝟑 + (𝟒. 𝟐𝟒 ∗ 𝑷)

(Eq. 8)

(Eq. 9)

[(𝑬𝒒. 𝟕) + (𝑬𝒒. 𝟖) + (𝑬𝒒. 𝟗)] / 3

(Eq. 10)

Siendo P, la precipitación anual en mm.

46

Figura 7. Procedimiento metodológico, oferta y demanda de control de erosión del suelo en las cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo.

47

Figura 8. Procedimiento metodológico, balance y desajustes oferta y demanda de control de erosión del suelo en las cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo.

Tabla 4. Factores K para los tipos de suelo presentes en la zona de estudio.

Tipo de Suelo MQA

Factor K 0.09

MQB

0.02

MRD

0.21

Recurso bibliográfico Cocuyame R. y Salazar Quintero, 2015 CORTOLIMA, CORPOICA, SENA, y Universidad del Tolima, 2007 Cocuyame R. y Salazar Quintero, 2015

El factor de erodabilidad del suelo (K) se determinó utilizando los datos espaciales de suelos para el Valle del Cauca disponibles en el Geoportal de Instituto Geográfico Agustín Codazzi (IGAC). Los datos de suelo fueron cortados de acuerdo con la zona de estudio. A los datos de suelo, se incorporaron datos de factor K establecidos en suelos del Valle del Cauca para otras cuencas hidrográficas (Tabla 4); relacionando el factor K correspondiente a cada tipo de suelo. Finalmente, se rasterizaron los datos de suelo teniendo en cuenta los factores K asignados. El ráster resultante corresponde al factor de erodabilidad del suelo.

Los factores de longitud e inclinación de pendiente (LS) se determinaron utilizando datos DEM (Digital Elevation Model) de la NASA de resolución de 30 metros descargado a partir del portal Earth Data de la NASA. A partir de los datos DEM se

48

estableció la pendiente y la acumulación de flujo. Finalmente, se determinaron los Factores L y S siguiendo el procedimiento propuesto por Foster et al. (1994) y Desmet y Govers (1996), citados por Shi, Cai, Ding, Wang, y Chow (2004) y Zhang et al. (2013).

En este sentido, se utilizaron las ecuaciones 11, 12 y 13 para establecer el factor L: 𝑳= (

𝝀 𝟐𝟐.𝟏𝟑

𝒎= (

𝜷=

)

𝜷 𝟏+ 𝜷

𝒎

(Eq. 11)

)

(Eq. 12)

𝑺𝒊𝒏 𝑺𝒍𝒐𝒑𝒆 𝟎.𝟎𝟖𝟗𝟔 𝟑(𝒔𝒊𝒏 𝑺𝒍𝒐𝒑𝒆)𝟎.𝟖 +𝟎.𝟓𝟔

(Eq. 13)

Siendo -

λ la longitud de la pendiente en metros;

-

β, el ángulo de la pendiente. Este ángulo debe ser multiplicado por 0,01745 para ser convertido a radianes;

-

m, un exponente influenciado por la interacción entre la longitud y el ángulo de la pendiente.

El Factor S de inclinación de pendiente, se establece mediante la ecuación 14, y se toma como el ángulo medio de todas las celdas en la dirección de mayor pendiente. 𝑺(𝒊,𝒋) = {

𝟏𝟎. 𝟖 𝒔𝒊𝒏 𝜷(𝒊,𝒋) + 𝟎. 𝟎𝟑, 𝒕𝒂𝒏 𝜷(𝒊,𝒋) < 𝟎 𝟏𝟔. 𝟖 𝒔𝒊𝒏 𝜷(𝒊,𝒋) − 𝟎. 𝟓, 𝒕𝒂𝒏 𝜷(𝒊,𝒋) ≥ 𝟎

(Eq. 14)

Los factores C y P, correspondientes al manejo de coberturas y prácticas de conservación, se determinaron utilizando los datos de cobertura del suelo para la zona de estudio.

El factor C representa la pérdida del suelo de acuerdo con el tipo de vegetación (Cocuyame R. y Salazar Quintero, 2015) Así, se utilizaron datos de factor C presentes en la literatura (Tabla 5), correspondientes a los diferentes tipos de cobertura encontradas en la zona de estudio.

49

Tabla 5. Factores C para los diferentes tipos de cobertura del suelo presentes en la zona de estudio.

Cobertura Bosques y áreas seminaturales Territorios agrícolas Aromáticas y té

Factor C 0.001

Recurso bibliográfico Cocuyame R. y Salazar Quintero, 2015

0.25

Ramos Taipe, 2001 citado por Cabrejos Valdivia, 2016 CORTOLIMA, CORPOICA, SENA, y Universidad del Tolima, 2006 CORTOLIMA et al. 2006 CORTOLIMA et al. 2006 Cocuyame R. y Salazar Quintero, 2015 Pacheco, Marcano, y Cartaya, 2014

Banano

0.25

Café a plena exposición Café con semisombra Maíz Mosaico de cultivos

0.18 0.09 0.5 0.435

Pastos Plantaciones forestales Tierras desnudas, vía pavimentada y vía sin pavimentar Zonas urbanizadas Zonas industriales

0.15 0.001

Ramos Taipe, 2001 citado por Cabrejos Valdivia, 2016 Cocuyame R. y Salazar Quintero, 2015

1

CORTOLIMA et al. 2006

1 1

Pacheco et al. 2014 Pacheco et al. 2014

El factor P representa la eficacia del control de erosión en relación con las medidas de conservación. Dado que en la zona de estudio los esfuerzos en conservación son tan recientes, no se cuenta con datos de prácticas de manejo en relación con control de erosión; por esta razón se establece el factor P con el valor de 1 que indica el mayor valor de pérdida (Barrio Quiñonez, 2000; CVC, 2014; citados por Cocuyame y Salazar Quintero, 2015).

Los ráster correspondientes a cada factor determinado previamente para la ACB San Antonio/Km 18, se dividen para establecer cuatro ráster por factor; un ráster por cuenca hidrográfica. Finalmente, se determina la pérdida de suelo (A) a partir de la ecuación RUSLE para las cuencas Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo (Figura 7).

Dado que la ecuación RUSLE permite estimar pérdida de suelo, es necesario que los datos resultantes se estandaricen y se inviertan de tal manera que el indicador represente la oferta de control de erosión del suelo. Así, datos de pérdida de suelo altos corresponden a valores de control de erosión bajos, y viceversa.

50

Demanda de control de erosión del suelo La demanda de control de erosión del suelo se establece a partir de la relación entre los datos de oferta de control de erosión, con datos de coberturas de la tierra y de población de cada una de las cuatro cuencas estudiadas.

En este contexto, los datos de cobertura del suelo fueron reclasificados teniendo en cuenta la Tabla 6.

Tabla 6. Coberturas del suelo reclasificadas para determinar demanda de control de erosión del suelo.

Coberturas reclasificadas 1. Bosques y áreas seminaturales 2. Cuerpos de agua artificiales 3. Territorios agrícolas 4. Tierras desnudas, vía pavimentada y vía sin pavimentar 5. Zonas urbanizadas 6. Zonas industriales

Área (ha) 5,664.46 0.95 2,235.20 92.83 799.30 2.51

Los datos de población corresponden a los datos del Censo Nacional de Población y Vivienda de 2018, disponibles en el DANE. Con estos datos se estableció la densidad poblacional que se refiere a la cantidad de personas por Km2. Finalmente, los datos se clasificaron usando el método cuantil, que asigna un número de valores iguales a cada clase permitiendo que no haya clases vacíos, o clases con pocos o muchos valores (ESRI, s.f.)

Tanto los datos de cobertura, como los datos de densidad de población fueron rasterizados. Cabe anotar que el ráster de densidad de población fue reclasificado. Los ráster rasterizados y reclasificados resultantes se relacionaron con la oferta de control de erosión, mediante una regresión lineal, estableciendo el valor de R2. Este valor se determinó para cada cuenca hidrográfica.

Los coeficientes R2 determinados, se incorporaron, finalmente, a la ecuación para determinar la demanda de control de erosión (Eq. 15). Cabe resaltar que los mapas de demanda resultantes para cada cuenca deben estandarizarse e invertirse, haciendo el mismo proceso realizado para representar los mapas de oferta de control de erosión. 𝑫𝒆𝒎𝒂𝒏𝒅𝒂 = (Cobertura del suelo * 𝑹𝟐𝟏 ) + (𝑫𝒆𝒏𝒔𝒊𝒅𝒂𝒅 𝒅𝒆 𝒑𝒐𝒃𝒍𝒂𝒄𝒊ó𝒏 ∗ 𝑹𝟐𝟐 )

(Eq. 15)

51

3.2.3. Balances y desajustes entre oferta y demanda El Radio Ecológico de Oferta-Demanda (Ecological Supply-Demand Ratio – ESDR) (Li et al., 2016) es un indicador que permite vincular la oferta con la demanda humana de S.E., a partir del cual es posible establecer desajustes y balances del servicio ecosistémico en la zona de estudio. En este sentido, se utiliza este indicador para establecer si existe superávit o déficit del servicio evaluado. Se estima de acuerdo con la ecuación 16, Donde S se refiere a la oferta, D, se refiere a la demanda, SMax se refiere a la oferta máxima y DMax se refiere a la demanda máxima del servicio evaluado. 𝑬𝑺𝑫𝑹 = (𝑺

𝑺−𝑫

𝑴𝒂𝒙 +𝐃𝐌𝐚𝐱 )∕𝟐

(Eq. 16)

Este indicador se estableció para los S.E. de provisión de agua y control de erosión del suelo.

Con respecto al control de erosión del Suelo cabe mencionar que los valores de ESDR resultantes se invirtieron; esto, dado que los mapas de oferta y demanda de control de erosión corresponden a datos cuyo proceso requiere de realizar inversión. Así, el indicador ESDR para control de erosión del suelo fue multiplicado por (-1).

Valores positivos de ESDR indican superávit, mientras que valores negativos indican déficit. Valores cercanos o iguales a 0 indican una relación de balance.

A partir de la determinación del indicador ESDR, se estableció si la oferta del servicio ecosistémico estudiado suplía la demanda de dicho servicio en cada una de las cuencas. Para esto, y dado que los datos no tenían un comportamiento estadístico normal, se determinó la mediana de los valores ESDR de cada servicio ecosistémico para cada cuenca hidrográfica. El comportamiento del ESDR fue representado gráficamente mediante estadística descriptiva, mostrando la relación oferta-demanda en cada cuenca.

Un comportamiento positivo indica que la oferta satisface la demanda del servicio ecosistémico, mientras que un comportamiento negativo indica que la oferta no satisface dicha demanda.

Para comprobar la hipótesis propuesta, se realizó la prueba de Wilcoxon, que establece la significancia estadística de datos de mediana. Esta prueba se realizó en el software Past versión 3.

52

CAPITULO 4 4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Resultados

4.1.

4.1.1. Oferta de provisión de agua La oferta del servicio ecosistémico provisión de agua, fue clasificada en cuatro categorías utilizando el método de cuartiles de acuerdo con la tabla 7. Así, para cada cuenca, la oferta de provisión de agua se clasificó en muy alta, alta, baja y muy baja. Las figuras 9 y 10 muestran la representación gráfica de la oferta de provisión de agua en cada una de las cuencas estudiadas, de acuerdo con la clasificación asignada en la tabla 7.

Tabla 7. Categorías de Oferta del servicio ecosistémico provisión de agua, para las cuencas hidrográficas estudiadas.

Arroyohondo Muy Alta Alta Baja Muy Baja TOTAL

Oferta de agua (mm/año) Cali Dagua

Yumbo

664,938.66 – 229.74

405,398.47 – 1635.19

2,730,027.97 – 2002.57

27,824.83 – 227.11

229.75 – 86.77 86.78 – 0.000001 0 794,753.46

1635.20 – 575.17 575.18 – 0.000001 0 3,906,607.90

2002.58 – 713.33 713.34 – 0.000001 0 11,033,385.68

227.12 – 54.88 54.89 – 0.000001 0 194,204.60

La cuenca hidrográfica del río Dagua dentro del ACB San Antonio/Km 18, oferta mayor cantidad de agua equivalente a 11,033,385.68 mm/año; mientras que la cuenca del río Yumbo es aquella que oferta menor cantidad de agua, equivalente a 194,204.60 mm/año (Tabla 7).

Como se mencionó previamente, las coberturas establecidas como claves para la oferta de provisión de agua fueron los bosques y áreas seminaturales, así como los cuerpos de agua artificiales. En este sentido, se han establecido los porcentajes de oferta del servicio provisión de agua discriminados por cobertura, evidenciándose diferencias (Tabla 8). Así, en las cuencas de los ríos Arroyohondo, Cali, Dagua y Yumbo, el porcentaje de oferta de agua está repartido entre las diferentes coberturas, siendo las que más ofertan, el “Bosque denso alto de tierra firme” para la cuenca del río Arroyohondo (47.80%), para la cuenca del río Cali (36.70%) y para la cuenca del río Yumbo (22.47%); así como el “Bosque abierto alto de tierra firme” para la cuenca del río Dagua (53.13%).

53

Dado que la cuenca del río Dagua posee algunos cuerpos de agua artificiales, esta cobertura también oferta un porcentaje de la provisión de agua total; sin embargo, este porcentaje es bastante pequeño (3.14%) comparado con el porcentaje ofertado por las coberturas boscosas y de vegetación natural. En este contexto, las coberturas boscosas ofertaron, en conjunto, el 100% de la provisión de agua total en las cuencas de los ríos Arroyohondo, Cali y Yumbo; mientras que en la cuenca del río Dagua los bosques y áreas seminaturales ofertaron el 98.86% de la provisión de agua total.

La cobertura “Bosque fragmentado con vegetación secundaria” oferta menor porcentaje de agua en las cuencas de los ríos Arroyohondo (0.04%) y Cali (0.26%). Para la cuenca del río Dagua, la cobertura “Bosque fragmentado con pastos y cultivos” es la que oferta menor porcentaje de agua (0.05%), mientras que en la cuenca del río Yumbo el menor porcentaje (0.12%) lo oferta la cobertura “Herbazal denso de tierra firme no arbolado”.

Tabla 8. Porcentaje de la oferta de provisión de agua discriminada por cobertura para cada una de las cuencas estudiadas.

COBERTURA Bosques y áreas seminaturales Arbustal abierto Arbustal denso Bosque abierto alto de tierra firme Bosque abierto bajo de tierra firme Bosque denso alto de tierra firme Bosque denso bajo de tierra firme Bosque fragmentado con pastos y cultivos Bosque fragmentado con vegetación secundaria Herbazal abierto Herbazal denso de tierra firme con arbustos Herbazal denso de tierra firme no arbolado Vegetación secundaria alta vegetación secundaria baja

Cuerpos de agua

Arroyohondo 100%

Oferta de agua (%) Cali Dagua

0.54% 11.63% 21.39% 4.44% 47.80% 6.61% 2.22% 0.28%

100% 6.29% 1.20% 27.54% 7.34% 36.70% 12.74% 1.76% 0.26%

2.23% 2.86%

0.89% 1.88% 2.92% 0.47%

96.86% 0.06% 4,48% 53.13% 2.92% 14.23% 20.99% 0.05% 0.31%

3.73% 0.10% 3.14%

Yumbo 100% 2.31% 17.73% 13.79% 15.73% 22.47% 0.49% 1.56% 0.45% 1.75% 3.61% 0.12% 3.72% 16.27%

54

A

B

Figura 9. Oferta de provisión de agua para las cuencas Arroyohondo (A) y Cali (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

55

A

B

Figura 10. Oferta de provisión de agua para las cuencas Dagua (A) y Yumbo (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

56

4.1.2. Demanda de provisión de agua La demanda de la provisión de agua fue clasificada en cuatro categorías utilizando el método de cuartiles de acuerdo con la tabla 9. Así, para cada cuenca, la demanda de provisión de agua se clasificó en muy alta, alta, baja y muy baja. Las figuras 11 y 12 representan gráficamente la demanda de provisión de agua en cada una de las cuencas estudiadas, de acuerdo con la clasificación asignada en la tabla 9.

Tabla 9. Categorías de demanda del servicio ecosistémico provisión de agua, para las cuencas hidrográficas estudiadas.

Muy Alta Alta Baja Muy Baja TOTAL

Arroyohondo 88,966.82 – 420.96 420.97 – 114.13 114.14- 0.000001 0 235,169.85

Demanda de agua (mm/año) Cali Dagua 259,958.93 – 465.48 268,873.52 – 282.00 465.49 – 206.37 282.01 – 80.67 206.38 – 0.000001 80.68 – 0.000001 0 0 114,2357.04 689,577.44

Yumbo 189,252.10 – 1,039.20 1,039.10 – 451.20 451.10 – 0.10 0 683,429.14

La cuenca del río Dagua dentro del ACB San Antonio/Km 18, presenta mayor demanda de agua local comparada con el resto de las cuencas. Así, en esta cuenca se demanda 685,577.44 mm de agua por año.

Las coberturas de “Territorios agrícolas”, “Zonas industriales” y “Zonas urbanizadas” se utilizaron para establecer la demanda de provisión de agua en las cuencas hidrográficas estudiadas (Tabla 10). Así, los “Territorios agrícolas” son las coberturas que más demandan agua en las cuencas de los ríos Arroyohondo (97.52%), Dagua (88.05%) y Yumbo (99.11%); mientras que en la cuenca del río Cali, se demanda mayor cantidad de agua por cuenta de las “Zonas urbanizadas” (99.02%). La cuenca del río Yumbo presenta, además, coberturas de “Zonas industriales”, inclusive en su parte alta. En este contexto, la cobertura de “Zonas industriales” también demanda un porcentaje de agua en la zona de la cuenca del río Yumbo correspondiente al ACB San Antonio/Km 18; sin embargo, este porcentaje de agua demandado es muy bajo en comparación con el resto de las coberturas (0.30%).

57

Tabla 10. Porcentaje de la demanda de provisión de agua discriminada por cobertura para cada una de las cuencas estudiadas.

Cobertura Territorios agrícolas Zonas industriales Zonas urbanizadas

Arroyohondo

Demanda de agua (%) Cali Dagua

97.52%

0.98%

88.05%

2.48%

99.02%

11.95%

Yumbo 99.11% 0.30% 0.59%

4.1.3. Balances y desajustes entre oferta-demanda de provisión de agua La relación entre la oferta y la demanda del servicio ecosistémico provisión de agua, se representa gráficamente en las figuras 14 y 16, que muestran las áreas en las que ocurre superávit, déficit, o balance de la provisión de agua en cada cuenca estudiada dentro del ACB San Antonio/Km 18.

Esta relación, se evidencia, de igual manera en la tabla 11 y en la figura 13. Así, se muestran los valores de mediana del índice ESDR establecido para el servicio ecosistémico provisión de agua; a partir de este índice se establece el comportamiento ecológico entre oferta y demanda. Cabe anotar que a partir del ESDR puede estimarse el superávit, el déficit y el balance del servicio ecosistémico en las cuencas estudiadas; por tanto, puede decirse si la oferta satisface o no la demanda.

En sentido amplio, la cuenca del río Arroyohondo presenta déficit de agua; lo que quiere decir que la oferta de agua no suple la demanda; esto, de acuerdo con la estimación del índice ESDR. Las cuencas de los ríos Cali, Dagua y Yumbo presentan superávit, por lo que la oferta de agua sí suple la demanda del servicio ecosistémico (Tabla 11 y Figura 13).

Tabla 11. Estadísticas del índice ESDR, provisión de agua, para cada una de las cuencas hidrográficas estudiadas.

Mediana percentil 25 percentil 75 Rango intercuartil

Arroyohondo Cali Dagua Yumbo -0.000132902 0.00037331 0.000149511 0.000275978 -0.000731726 0.00015753 -6.87E-05 -0.004497266 0.000318636 0.00086014 0.000903702 0.001582768 0.001050362 0.00070262 0.000972367 0.006080034

58

A

B

Figura 11. Demanda de provisión de agua para las cuencas Arroyohondo (A) y Cali (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

59

A

B

Figura 12. Demanda de provisión de agua para las cuencas Dagua (A) y Yumbo (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

60

De las cuatro cuencas estudiadas, la cuenca del río Cali cuenta con un mayor superávit; le sigue la cuenca del río Yumbo, y, por último, la cuenca del río Dagua (Figura 13).

Figura 13. Comportamiento del índice ESDR, provisión de agua, para cada una de las cuencas estudiadas.

Mediante el test de Wilcoxon se comprueba estadísticamente la significancia de los datos de mediana de ESDR, a partir de los resultados de los p-valor (Tabla 12). De esta manera, se establece que las medianas del valor ESDR correspondientes a las cuencas Arroyohondo, Cali y Dagua son estadísticamente significativas. Así, dado que se tiene un ESDR negativo para la cuenca del río Arroyohondo en el ACB San Antonio/Km 18, se confirma que la oferta no satisface la demanda de agua.

Para las cuencas de los ríos Cali y Dagua dentro del ACB San Antonio/Km 18, se tiene que la oferta de agua satisface a la demanda y se comprueba la hipótesis propuesta.

Los resultados del p-valor para la mediana correspondiente a la cuenca del río Yumbo no son significativos estadísticamente; por lo que no puede confirmarse estadísticamente la hipótesis, a pesar de que el resultado de la mediana indique que la oferta de agua sí satisface la demanda.

61

Tabla 12. Test de Wilcoxon y prueba de hipótesis para el servicio ecosistémico provisión de agua.

Mediana W(Wilcoxon) p valor

Arroyohondo Cali Dagua Yumbo -0.000132902 0.00037331 0.00014951 0.00027598 44,279 14,028 67,093 12,559 0.00053099 3.72E-29 2.02E-15 0.42891

62

A

B

Figura 14. Índice ESDR, provisión de agua para las cuencas Arroyohondo (A) y Cali (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

63

A

B

Figura 15. Índice ESDR, provisión de agua para las cuencas Dagua (A) y Yumbo (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

64

4.1.4.

Oferta de control de erosión del suelo

La oferta del servicio ecosistémico control de erosión del suelo, fue clasificada en cuatro categorías utilizando el método de cuartiles de acuerdo con la tabla 13. Así, para cada cuenca, la oferta se clasificó en muy alta, alta, baja y muy baja. Las figuras 16 y 17 muestran la representación gráfica de la oferta de control de erosión del suelo en cada una de las cuencas estudiadas dentro del ACB San Antonio/Km 18. La oferta de control de erosión “muy alta” y “alta” corresponde respectivamente con las coberturas de “Bosques y áreas seminaturales”, y “Territorios agrícolas”, mientras que las ofertas de control de erosión “baja” y “muy baja” se corresponden principalmente con las coberturas de “Zonas urbanizadas”.

Tabla 13. Categorías de oferta del servicio ecosistémico control de erosión del suelo, para las cuencas hidrográficas estudiadas.

Oferta control de erosión (tons/ha/año) Muy Alta Alta Baja Muy Baja TOTAL

Arroyohondo

Cali

Dagua

Yumbo

0.001171 0.0012 – 4.4992 4.4993 – 31.4878 31.4879 – 1,147.0151 357,696.1626

0.0003 0.0004 – 5.5586 5.5587 – 38.9076 38.9077 – 1,417.3346 332,942.5624

0 0.000001 – 10.4980 10.4981 – 31.4940 31.4941 – 669.2468 480,932.21325

0.0019 0.0020 – 9.0284 9.0285 – 18.0549 18.0550 – 1,150.8752 68,301.1054

La cuenca del río Dagua presenta una mayor oferta de control de erosión del suelo, correspondiente a 480,932.21 tons/ha/año, mientras que la cuenca del río Yumbo presenta una menor oferta de control de erosión (68,301.11 tons/ha/año); todos estos valores dados dentro del ACB San Antonio/Km 18.

De acuerdo con las categorías establecidas para la representación gráfica de la oferta de control de erosión, se determinó el porcentaje del valor de oferta total estimado para cada cuenca hidrográfica, discriminando este porcentaje por categoría (Tabla 14). En este sentido, la categoría de oferta “alta” presentó los porcentajes más altos comparada con el resto de las categorías en las cuatro cuencas hidrográficas estudiadas. Así, En la cuenca del río Arroyohondo, la oferta de control de erosión corresponde al 59.02% del total de la oferta; en la cuenca del río Cali, el control de erosión corresponde al 66.65% del total; en la cuenca del río Dagua corresponde al 74.88% y en la cuenca del río Yumbo corresponde al 82.52% del total de la oferta de control de erosión. Estos datos contrastan con lo encontrado para las

65

categorías de oferta “muy alta” y “muy baja”; dado que, para estas categorías, los porcentajes de control de erosión son bastante bajos.

Tabla 14. Porcentaje de la oferta de control de erosión del suelo discriminada por categorías.

Oferta control de erosión (%) Cali Dagua

Arroyohondo Muy Alta Alta Baja Muy Baja

0.0065% 59.0193% 27.1360% 13.8382%

0.0046% 66.6528% 22.3810% 10.9616%

0.0000% 74.8797% 12.6008% 12.5194%

Yumbo 0.0098% 82.5202% 10.8007% 6.6693%

4.1.5. Demanda de control de erosión del suelo Para el cálculo de la demanda de control de erosión, se realizó una regresión lineal como se detalló en el capítulo 3. La tabla 15 muestra los resultados de la regresión realizada al comparar la oferta de control de erosión con el ítem cobertura del suelo y con el ítem densidad de población. Estos datos se utilizaron para estimar la demanda de control de erosión de acuerdo con la ecuación 15.

Tabla 15. Valores R2 obtenidos a partir de regresión lineal entre oferta de control de erosión, cobertura del suelo, y densidad de población.

Oferta de control de erosión vs. Oferta de control de erosión vs.

Cobertura del suelo Densidad de población 2 R R2 Arroyohondo Cali Dagua Yumbo

0.101309 0.092501 0.346215 0.101991

0.000196 0.001731 0.072366 0.002234

La demanda del control de erosión del suelo fue clasificada en cuatro categorías utilizando el método de cuartiles de acuerdo con la tabla 16. Así, para cada cuenca, la demanda se clasificó en muy alta, alta, baja y muy baja. Las figuras 18 y 19 muestran la representación gráfica de la demanda del control de erosión del suelo en cada una de las cuencas estudiadas dentro del ACB San Antonio/Km 18, de acuerdo con la clasificación asignada.

66

A

B

Figura 16. Oferta de control de erosión del suelo para las cuencas Arroyohondo (A) y Cali (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

67

A

B

Figura 17. Oferta de control de erosión del suelo para las cuencas Dagua (A) y Yumbo (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

68

En el contexto de la clasificación por categorías para la demanda de control de erosión, las categorías “muy alta” y “alta” corresponden con las coberturas de “Zonas urbanizadas” y, en general con zonas descubiertas; mientras que las categorías “baja” y “muy baja” se corresponden respectivamente con las coberturas de “Bosques y áreas seminaturales”, y ocasionalmente con coberturas de “Territorios agrícolas”. En este sentido, la demanda muestra, en general, un comportamiento contrario a la oferta de control de erosión del suelo. Las “Zonas urbanizadas” demandan así, el servicio ecosistémico de control de erosión. Este patrón difiere para la cuenca del río Yumbo donde la categoría “alta” también se corresponde con algunas áreas con cubiertas vegetales. Cabe aclarar que, la demanda de control de erosión en las cuencas de los ríos Cali y Dagua puede llegar a ser “alta” en algunas zonas correspondientes a “Territorios agrícolas”.

Tabla 16. Categorías de demanda del servicio ecosistémico control de erosión del suelo, para las cuencas hidrográficas estudiadas.

Demanda control de erosión (tons/ha/año) Arroyohondo

Cali

Dagua

Yumbo

0.1013

0.0843 – 0.0898

0.3462 – 0.7628

0.1019 – 0.5107

Alto

0.10131 – 0.2026

0.0899 – 0.1745

0.7629 – 1.3878

0.5108 – 0.5123

Bajo Muy Bajo

0.2027 – 0.3040

0.1746 – 0.2530

1.3879 – 1.46078

0.5124 – 0.5156

0.3041 – 0.4054 5,562.1686

0.2531 – 0.2585 4,698.2195

1.46079 – 1.6743 23,801.2384

0.5157 – 0.5188 5,512.9851

Muy Alto

TOTAL

Al comparar la demanda de control de erosión en cada una de las cuencas estudiadas, se establece que, la cuenca con mayor demanda dentro del ACB San Antonio/Km 18 es la cuenca del río Dagua a la que corresponde 23,801.24 tons/ha/año demandadas. La cuenca que presenta menor demanda de control de erosión del suelo es la cuenca del río Cali, a la que corresponden 4,698.22 tons/ha/año demandadas.

Al igual que con la oferta, para la demanda de control de erosión del suelo se determinó el porcentaje del valor de demanda total estimado para cada cuenca hidrográfica, discriminando este porcentaje por categoría (Tabla 17). Al estimar el porcentaje de control de erosión por cuenca, se han encontrado algunas diferencias. Así, por ejemplo, la cuenca del río Yumbo presenta un porcentaje mayor demanda de control de erosión del suelo en la categoría “muy alta” (73%). Las cuencas de los ríos Arroyohondo (40%) y Dagua (45%), en cambio, presenta un porcentaje de control de erosión mayor en la categoría “alta”. El porcentaje de control de erosión para la cuenca del río Cali, es igual en las categorías “muy

69

alta” (38%) y “alta” (38%), siendo estos valores los porcentajes mayores en referencia a esta cuenca.

Tabla 17. Porcentaje de la demanda de control de erosión del suelo discriminada por categorías.

Demanda control de erosión (%) Arroyohondo

Cali

Dagua

Yumbo

Muy Alto

10%

38%

18%

73%

Alto

40%

38%

45%

9%

Bajo Muy Bajo

30% 20%

13% 13%

9% 27%

9% 9%

4.1.6. Balances y desajustes entre oferta-demanda de control de erosión del suelo La relación entre la oferta y la demanda del servicio ecosistémico control de erosión del suelo, se representa gráficamente en las figuras 21 y 22, que muestran las áreas en las que ocurre superávit, déficit, o balance de control de erosión del suelo en cada cuenca estudiada dentro del ACB San Antonio/Km 18. La tabla 18 y la figura 20 muestran el comportamiento de la relación oferta y demanda de control de erosión en cada cuenca, a partir del establecimiento de los valores de mediana del índice ESDR determinado para el servicio ecosistémico control de erosión. Mediante el índice ESDR se establece el comportamiento ecológico entre oferta y demanda del servicio ecosistémico.

En sentido amplio, la cuenca del río Arroyohondo presenta déficit de control de erosión del suelo; lo que quiere decir que la oferta de control de erosión no suple la demanda; esto, de acuerdo con la estimación del índice ESDR. Las cuencas de los ríos Cali, Dagua y Yumbo presentan superávit, por lo que la oferta de agua sí suple la demanda del servicio ecosistémico (Tabla 18 y Figura 20).

De las cuatro cuencas estudiadas, la cuenca del río Dagua cuenta con un mayor superávit; le sigue la cuenca del río Yumbo, y, por último, la cuenca del río Cali (Figura 20).

70

A

B

Figura 18. Demanda de control de erosión del suelo para las cuencas Arroyohondo (A) y Cali (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

71

A

B

Figura 19. Demanda de control de erosión del suelo para las cuencas Dagua (A) y Yumbo (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

72

Tabla 18. Estadísticas del índice ESDR, control de erosión del suelo, para cada una de las cuencas hidrográficas estudiadas.

Arroyohondo Mediana Percentil 25 Percentil 75 Rango intercuartil

-0.0004635 -0.01691525 0.000577 0.01749225

Cali 0.000184 -0.012014 0.000265 0.012279

Dagua 0.004007 -0.026707 0.004181 0.030888

Yumbo 0.000727 -0.000382 0.0007755 0.0011575

Figura 20. Comportamiento del índice ESDR, control de erosión del suelo, para cada una de las cuencas estudiadas.

El test de Wilcoxon se establece para el control de erosión del suelo con el fin de comprobar estadísticamente la significancia de los datos de mediana de ESDR, a partir de los resultados de los p-valor (Tabla 19). De esta manera, se establece que las medianas del valor ESDR son estadísticamente significativas para las cuatro cuencas estudiadas. Así, dado que se tiene un ESDR negativo para la cuenca del río Arroyohondo en el ACB San Antonio/Km 18, se confirma que la oferta no satisface la demanda de control de erosión del suelo.

Para las cuencas de los ríos Cali, Dagua y Yumbo dentro del ACB San Antonio/Km 18, se tiene que la oferta de control de erosión del suelo satisface a la demanda y se comprueba la hipótesis propuesta.

73

Tabla 19. Test de Wilcoxon y prueba de hipótesis para el servicio ecosistémico control de erosión del suelo.

Arroyohondo Mediana W(Wilcoxon) p valor

-0.0004635 89600000 0

Cali 0.000184 124620000 0

Dagua 0.004007 81416000 4.1747E-31

Yumbo 0.000727 33615000 2.7326E-43

74

A

B

Figura 21. Índice ESDR, control de erosión del suelo para las cuencas Arroyohondo (A) y Cali (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

75

A

B

Figura 22. Índice ESDR, control de erosión del suelo para las cuencas Dagua (A) y Yumbo (B), dentro del ACB San Antonio/Km 18.

76

4.2.

Discusión 4.2.1. Oferta de provisión de agua Las diferentes coberturas de bosque son importantes en la producción, almacenaje,

retención y manejo del agua disponible para usos variados. Así, se espera que las zonas con mayor cantidad de cobertura boscosa provean eficientemente el recurso agua. El ACB San Antonio/Km 18, constituye una zona especial dado que es una zona amenazada en términos de la conservación de su cobertura boscosa (Quintero-Angel et al., 2019). En esta área nacen varios ríos a partir de los cuales se han creado cuencas hidrográficas importantes para la región del Valle del Cauca en términos del recurso agua. Su clima, además, es propicio para la formación de agua dada su condición de Bosque de Niebla, donde se retiene agua (CVC y Fundación Pachamama, 2011) proveniente tanto de la precipitación vertical como de la precipitación horizontal.

Como ya se ha mencionado, en este ejercicio de investigación se tienen en cuenta las zonas altas de cuatro cuencas que confluyen dentro del ACB San Antonio/Km 18; cuales son, la cuenca del río Arroyohondo, la cuenca del río Cali, la cuenca del río Dagua, y la cuenca del río Yumbo. En este sentido, la oferta de agua en las cuatro cuencas estudiadas es relevante sobrepasando los 100,000 mm de agua provista por los ecosistemas al año, a escala local.

La relevancia en la oferta de agua depende en gran medida de las coberturas boscosas en cada cuenca; así, por ejemplo, la cuenca del río Dagua provee mayor cantidad de agua anualmente (11,033,385.68 mm/año) a escala local; esto, debido a la conservación de sus bosques en la parte alta de la cuenca en dirección oriental. Cabe anotar que la mayor cobertura boscosa en la parte alta de la cuenca la componen el bosque denso alto de tierra firme, (Tabla 3); este tipo de cobertura está caracterizada por su vegetación de tipo arbóreo que representa más del 70% del área de la cobertura, constituyendo un estrato más o menos continuo con una altura de dosel superior a 15 metros (IDEAM, 2010). De acuerdo con Aguirre et al. (2017), esta cobertura tiene un grado de intervención bajo en la cuenca del río Dagua; sin embargo, en los últimos años se han incrementado las actividades que aumentan su amenaza, como, por ejemplo, el aumento de la frontera agrícola y pecuaria, el aumento de urbanizaciones campestres, actividades ilegales de minería y extracción de madera (Aguirre et al., 2017). A pesar de que la cobertura de bosque denso alto de tierra firme sea 77

la cobertura que más hectáreas de bosque aporta en la cuenca del río Dagua, la cobertura que oferta mayor cantidad de agua es el bosque abierto alto de tierra firme (Tabla 8); caracterizado por contener una comunidad vegetal dominada por elementos arbóreos regularmente distribuidos que forman una capa de dosel discontinua, con alturas de dosel superiores a los 15 metros y con coberturas arbóreas que representan del 30% al 70% del área total (IDEAM, 2010). Este comportamiento quizá se deba a la heterogeneidad del paisaje natural boscoso, favorecida por la protección de algunas zonas de abastecimiento de agua para acueductos y la creación de reservas y zonas de protección de bosque que han permitido que algunos parches de vegetación comiencen a recuperarse y a generar mayores aportes de agua (Aguirre et al., 2017). Dado este comportamiento, podría ser útil realizar una comparación del cambio del servicio ecosistémico provisión de agua en relación con los cambios de coberturas resultado de la aplicación de herramientas de manejo del paisaje y conservación.

Es importante destacar que el bosque denso alto de tierra firme es la cobertura que tiene una mayor oferta de agua en las cuencas de los ríos Arroyohondo, Cali y Yumbo (Tabla 8); sin embargo, esta situación puede llegar a cambiar debido a los cambios de coberturas, y, sobre todo, al aumento de la frontera agropecuaria y de zonas urbanizadas (CVC y Fundación Pachamama, 2011; CVC y Fundación PROAGUA, 2010, 2019). Así, por ejemplo, se establece como problemática de la cuenca del río Cali, el aumento de la población tanto a nivel urbano como rural, así como el aumento de las zonas cultivadas. Sin embargo, para este caso particular, la oferta hídrica se mantiene debido a que la pérdida de bosque por deforestación se compensa con las zonas de rastrojos, pastos y cultivos a bosques, creando un balance (CVC y Fundación Pachamama, 2011). En cuanto a la cuenca del río Arroyohondo, se ha desprotegido el bosque de niebla correspondiente a la Reserva Forestal Protectora Nacional Cerro Dapa-Carisucio, debido a la exclusión de 372 ha de esta reserva en el MADS; esta situación puede llevar a un déficit en la oferta de agua (Rengifo Arana, 2016).

4.2.2. Demanda de provisión de agua El indicador de cobertura del suelo también es condicionante en la demanda del servicio ecosistémico de provisión de agua en una cuenca hidrográfica. Así, las coberturas que condicionan principalmente la demanda de agua en el ACB San Antonio/Km 18 son los territorios agrícolas y agropecuarios, las zonas urbanizadas, y las zonas industriales; siendo 78

de mayor área los territorios agrícolas comparado con las otras dos coberturas (Tabla 3).

Para este caso en particular, la mayor demanda de provisión de agua dentro del ACB San Antonio/Km 18 se estableció en la cuenca del río Dagua, seguida por las cuencas del río Yumbo y Arroyohondo; estas son cuencas donde el paisaje ha sido intervenido (Aguirre et al., 2017; CVC y Fundación PROAGUA, 2010, 2019). El porcentaje de demanda de agua en estas tres cuencas por cuenta de los territorios agrícolas también es más alto comparado con las otras coberturas que demandan agua. Con respecto a la cuenca del río Dagua, se ha visto el aumento progresivo del número de viviendas, así como de actividades económicas agropecuarias, y de plantaciones forestales dedicadas a la extracción de materias primas para producción de papel y cartón (Aguirre et al., 2017). Estos cambios han generado pérdida de cobertura boscosa primaria, lo que conlleva a la reducción del área que oferta agua y al aumento del área que demanda el recurso. Dados los resultados, se infiere que parte del agua superficial en esta cuenca está siendo usada como agua de riego.

Las cuencas de los ríos Yumbo y Arroyohondo, se caracterizan por tener un porcentaje alto de tierras agrícolas y ganaderas; esto se muestra igualmente en el mapa de coberturas del ACB San Antonio/Km 18. En la cuenca del río Yumbo existe una problemática de demanda de agua; así, en algunos meses del año, la oferta de agua superficial no puede suplir la demanda de agua utilizada para riego. También se ha reconocido la problemática del mal uso del agua por parte de acueductos comunitarios destinados a zonas urbanizadas y a parcelaciones en la zona alta de la cuenca (CVC y Fundación PROAGUA, 2010).

En la cuenca del río Arroyohondo, el porcentaje de agua usada para territorios agrícolas también es alto. Este dato contrasta con lo presentado en el Plan de Ordenamiento del Recurso Hídrico del río Arroyohondo (CVC y Fundación PROAGUA, 2019), donde se establece que el recurso agua está siendo demandado principalmente para uso doméstico o para uso mixto, en el sentido que la población utiliza el agua de tipo domestico para riego de parcelas pequeñas sembradas con productos de pancoger (CVC y Fundación PROAGUA, 2019).

A diferencia de las cuencas de los ríos Dagua, Arroyohondo y Yumbo, en la cuenca del río Cali, dentro del ACB San Antonio/Km 18, se está demandando mayor cantidad de agua por cuenta de la cobertura de Zonas urbanizadas. De acuerdo con lo expuesto en el Plan de Ordenamiento y Manejo de la cuenca del río Cali, esta cuenca ha sufrido un aumento de 79

la población rural, que migran de la ciudad para habitar fincas y parcelaciones o condominios (CVC y Fundación Pachamama, 2011). En este sentido, la demanda de agua ha aumentado para suplir las necesidades de estas construcciones nuevas. Lo anterior se suma al mal manejo que la población da al recurso hídrico, dada la contaminación de fuentes de agua por cuenta del uso doméstico; además del déficit de cobertura boscosa descrito en el Plan de Ordenamiento y Manejo de la cuenca del río Cali.

4.2.3. Oferta de control de erosión del suelo Al igual que con la provisión de agua, las coberturas de la tierra ejercen una fuerte influencia sobre el servicio ecosistémico control de erosión del suelo. Así, por ejemplo, se espera que las zonas que tengan vegetación provean el servicio de control de erosión, mientras que las zonas con suelos desnudos demandan el servicio ecosistémico. No obstante, las coberturas de la tierra no son el único factor que influye sobre este servicio ecosistémico; razón por la cual se debe tener en cuenta la precipitación, el tipo de suelo, y el grado de pendiente. La ecuación RUSLE (Renard et al., 1991) une todos estos factores y establece la pérdida de suelo; parámetro a través del cual se estima la oferta y la demanda del control de erosión.

El ACB San Antonio/Km 18 es una zona con un porcentaje alto de su área cubierta con vegetación; sin embargo, también es heterogénea en referencia al tipo de suelo y a las pendientes (Aguirre et al., 2017). Como ya se había mencionado, de las cuatro cuencas estudiadas, la cuenca del río Dagua presenta el porcentaje más alto de cobertura boscosa y de áreas seminaturales (Tabla 3); esto se relaciona con la oferta de control de erosión del suelo siendo mayor la oferta del servicio ecosistémico para esta cuenca comparada con las otras cuencas estudiadas. La oferta alta de control de erosión del suelo en la cuenca del río Dagua se corresponde con la disposición de coberturas boscosas y de áreas seminaturales.

Podría intuirse que, la oferta de control de erosión que proveen las zonas boscosas compensa la demanda de control de erosión dada en suelos con pendientes altas o de vegetación muy homogénea o en regeneración; sin embargo, esta hipótesis debe ser comprobada.

Las cuencas de los ríos Arroyohondo y Cali también tienen una oferta de control de erosión alta; esta oferta del servicio ecosistémico, al igual que sucede con la cuenca del río Dagua, está muy relacionada con la disposición de las zonas boscosas y áreas seminaturales.

En tanto la cobertura cambia hacia territorios agrícolas y zonas urbanizadas, la oferta de 80

control de erosión comienza a disminuir. El déficit de bosque en la cuenca del río Cali puede llegar a ser una situación problemática que genere pérdida de control de erosión a futuro dado que, generalmente, la cobertura boscosa cambia hacia cobertura de pasturas; sin embargo, el menor grado de erosión está asociado a zonas de bosque natural (CVC y Fundación Pachamama, 2011). En cuanto a la cuenca del río Arroyohondo, la alteración de la estructura del suelo y los cambios de cobertura, la introducción de ganado y cultivos puede causar procesos erosivos y, por tanto, disminución de la oferta de control de erosión, debido a la condición de fragilidad de los suelos en zonas montañosas con alto grado de erosión (CVC, 2010 citado por Rengifo Arana, 2016).

La oferta de control de erosión en la cuenca del río Yumbo es baja comparada con el resto de las cuencas estudiadas. El control de erosión del suelo se relaciona con las zonas boscosas y áreas seminaturales; sin embargo, la condición de pendientes fuertemente quebradas en la zona alta de la cuenca (CVC y Fundación PROAGUA, 2010), junto con los cambios de uso de suelo pueden generar una disminución de la oferta de control de erosión.

4.2.4. Demanda de control de erosión del suelo Como se ha mencionado, varias pueden ser las causas que generen pérdida de control de erosión favoreciendo la demanda de este servicio ecosistémico. Así, la combinación de grados de pendientes altos, junto con cambios de coberturas y usos de suelo debidas a procesos antrópicos pueden conllevar a un aumento de la demanda de control de erosión.

Dentro del ACB San Antonio/Km 18, la cuenca del río Dagua tiene una demanda significativamente alta de control de erosión, comparada con las otras tres cuencas estudiadas. La cuenca del río Dagua es una cuenca triangular de origen estructural que se define como un sistema hidrológico de respuesta rápida y características torrenciales, propiciando un alto potencial de erosión (Universidad del Valle, 2016 citado por Aguirre et al., 2017); además posee altos niveles de pérdida de suelo debidas al desarrollo de actividades agrícolas y pecuarias en zonas de ladera generadas por productores pequeños y medianos que transforman el paisaje debido a prácticas productivas que generan erosión (Aguirre et al., 2017). La demanda del servicio control de erosión en esta cuenca está relacionada con las coberturas de terrenos agrícolas y zonas urbanizadas, donde no existe un control de procesos erosivos del suelo, aumentando la demanda del servicio ecosistémico.

81

En las cuencas de los ríos Arroyohondo, Cali y Yumbo existe demanda de control de erosión, pero mucho menor que la demanda en cuenca del río Dagua. En todas las cuencas, el aumento de la demanda está relacionada, al igual que para la cuenca del río Dagua, con las coberturas de terrenos agrícolas y de zonas urbanizadas; sin embargo, cada cuenca tiene sus particularidades. En este sentido, la cuenca del río Arroyohondo, sufre procesos erosivos a raíz de la fragilidad de sus suelos sumado a los cambios de coberturas boscosas hacia coberturas para cultivos y ganadería (Rengifo Arana, 2016), lo que aumenta la demanda de control de erosión que corresponde al 40% para la categoría alta de demanda (Tabla 17).

En la cuenca del río Cali las coberturas más asociadas con procesos erosivos severos y muy severos son aquellas destinadas a ganadería extensiva intercaladas muchas veces con zonas de rastrojos. Los territorios agrícolas de pequeñas parcelas presentan un grado de erosión ligera; esto sucede por ejemplo en el sector de La Elvira (CVC y Fundación Pachamama, 2011). Además de la asociación con estos tipos de cobertura, se destaca la influencia de las pendientes fuertes y suelos frágiles, lo que aumenta el riesgo de erosión, y, por tanto, la demanda de control de erosión en estas zonas.

Los procesos de erosión, y por tanto el porcentaje de demanda de control de erosión es muy alto (70%) en la cuenca del río Yumbo. Los procesos de erosión en esta cuenca están relacionados con los niveles de pendientes muy altos y con los cambios de coberturas debidas a la deforestación (CVC y Fundación PROAGUA, 2010).

Tanto en las cuencas de los ríos Arroyohondo y Cali, como en la cuenca del río Yumbo, existe demanda de control de erosión en zonas boscosas; esta demanda está asociada a los procesos de erosión natural presentados en todas estas cuencas (CVC y Fundación Pachamama, 2011; CVC y Fundación PROAGUA, 2010), pero que se muestra más pronunciado para la cuenca del río Yumbo dentro del ACB San Antonio/Km 18. En la cuenca del río Cali, por ejemplo, este tipo de erosión se presenta más que todo en el sector de Felidia.

El caso del río Yumbo llama la atención, debido a que la demanda de control de erosión es muy alta, incluso para zonas boscosas; en este sentido, se intuye que los procesos de erosión natural en esta cuenca son importantes.

4.2.5. Balances y desajustes servicios ecosistémicos Dado que en una cuenca hidrográfica existen varios tipos de ecosistemas, además de una red hídrica que proporciona el recurso agua (IDEAM, 2013), se espera que la oferta de 82

este recurso sea suficiente para abastecer las necesidades que de él se tienen. Siendo este el ideal, existen muchos ejemplos de cuencas hidrográficas con manejo inadecuado o inexistente, en las que la oferta de agua no alcanza a suplir la demanda; esto puede estar condicionado a procesos de fragmentación boscosa, desaparición de quebradas, contaminación de fuentes hídricas, y acueductos comunitarios mal gestionados.

En este contexto, la cuenca del río Arroyohondo presenta déficit tanto de provisión de agua como de control de erosión. De acuerdo con lo descrito en el Plan de Ordenamiento del recurso hídrico, la cuenca del río Arroyohondo presenta un riesgo de déficit de agua la mayor parte del año; esto, debido al número alto de concesiones dado para uso doméstico del agua, acueductos rurales, y para riego en la parte alta de la cuenca (CVC y Fundación PROAGUA, 2019). Los meses de sequía son los más críticos, y en los que se presenta mayor déficit, dado que no hay suficiente agua disponible para suplir la demanda (CVC, 2017a).

Es preocupante la deforestación de los bosques de niebla de la zona alta de la cuenca del río Arroyohondo, sumado a la problemática de la desprotección de una parte de la Reserva Forestal Protectora Nacional Cerro Dapa – Carisucio; toda esta problemática podría generar una intensificación del déficit de agua que aqueja la cuenca (Rengifo Arana, 2016).

La desprotección de las zonas de reserva y la pérdida de bosque por deforestación, podrían, a su vez, influir en el aumento de la erosión de los suelos y, por tanto, a un déficit en el control de erosión por pérdida de cobertura boscosa. Como bien se explicó antes, la cobertura de bosque es importante porque mantiene la oferta del control de erosión, dado que es en estas coberturas donde la oferta de este servicio ecosistémico es alta. Así, la pérdida de esta cobertura provocaría que la oferta de control de erosión del suelo disminuya y aumente la demanda, lo que genera déficit. Como se ha mencionado, en la cuenca del río Arroyohondo las zonas de cobertura boscosa alta y de bosque de niebla se encuentran sobre suelos frágiles que pueden llegar a erosionarse fácilmente si la cobertura vegetal desaparece o cambia a sistemas agrícolas y pecuarios más simples (Rengifo Arana, 2016).

En referencia a las cuencas de los ríos Cali, Dagua y Yumbo, las coberturas boscosas que se mantienen, permiten que la oferta de los servicios de provisión de agua y control de erosión del suelo pueda suplir la demanda de estos servicios. Sin embargo, esta condición puede no durar mucho tiempo debido a los cambios rápidos de coberturas de la tierra en cada una de las cuencas. Así, por ejemplo, las cuencas de los ríos Dagua y Yumbo tienen un porcentaje alto de territorios agrícolas; lo que aumenta la demanda tanto de agua como de 83

control de erosión del suelo (Aguirre et al., 2017; CVC y Fundación PROAGUA, 2010). En el caso de la cuenca del río Cali, la pérdida de bosque debido a deforestación y cambio de coberturas, se compensa con la ganancia de áreas boscosas por restauración. Así, esta cuenca tampoco presenta déficit de los dos servicios estudiados, y, por lo tanto, a oferta sí suple la demanda.

4.2.6. Preguntas de investigación ¿Cómo se distribuyen espacialmente la oferta y demanda de S.E. suministrados por las cuencas hidrográficas que componen el ACB San Antonio/Km 18?

La distribución de la oferta de provisión de agua y de control de erosión el suelo depende en gran medida de las coberturas del suelo en las cuencas estudiadas. En este sentido, la oferta de provisión de agua y de control de erosión el suelo es alta en zonas boscosas disminuyendo en zonas que se han urbanizado en los últimos años y en las zonas que han permanecido permanentemente pobladas. Al contrario, la demanda es alta en zonas urbanizadas y en algunas zonas de cultivos y pastos, y es baja en las zonas que se encuentran conservadas con bosques. ¿Existe alguna similitud del balance oferta-demanda de los S.E. entre las cuencas hidrográficas que componen el ACB San Antonio/Km 18?

En cuanto al balance oferta-demanda de los S.E. estudiados, se evidencia un superávit de provisión de agua y control de erosión en las zonas boscosas, mientras que el déficit se acrecienta en zonas que presentan algunos cultivos, pasturas y en zonas urbanizadas.

Al comparar las cuencas, se tiene que el comportamiento del balance oferta-demanda de los servicios ecosistémicos estudiados es irregular, siendo la cuenca del río Dagua la que presenta mayor superávit de control de erosión del suelo y la cuenca del río Cali, la que presenta mayor superávit de provisión de agua; esto quizá, debido al estado de mayor conservación de los bosques en estas cuencas. En cuanto a la cuenca del río Cali, la condición de Superávit es frágil, debido al aumento de población y, por ende, de zonas urbanizadas que requieren el servicio del agua, y que, además, generan cambios antrópicos en el paisaje.

84

La cuenca del río Arroyohondo presenta déficit de ambos S.E., por lo que sería prioritaria para tener en cuenta en el desarrollo de iniciativas de conservación de la biodiversidad y los S.E.; así como de restauración.

4.2.7. Recomendaciones En cuanto al desarrollo de la metodología para la obtención de resultados sería útil:

a.

Poder contar con datos tomados en campo para complementar los datos

obtenidos de forma remota. En este sentido, sería tomados datos de caudales para estimar la oferta y demanda de agua in situ, así como datos del tipo, estructura, erosividad y erodabilidad del suelo para establecer el servicio ecosistémico de control de erosión.

b.

Los datos in situ del número de pobladores de las urbanizaciones,

parcelaciones y centros poblados también serían necesarios. Estos datos disminuirían el sesgo que pueda existir en la determinación de la oferta, la demanda y el balance ofertademanda de los S.E. estudiados.

85

CAPÍTULO 5 5. CONCLUSIONES Existen varios parámetros condicionantes de la oferta y la demanda de los servicios ecosistémicos de provisión de agua y control de erosión en las cuencas hidrográficas estudiadas dentro del ACB San Antonio/Km 18, cuales son, la cobertura de la tierra, las precipitaciones, el tipo de suelo y las pendientes. Entre los parámetros mencionados, la cobertura de la tierra es el más importante. Del mantenimiento de la cobertura de bosque depende que la oferta de provisión de agua y control de erosión se mantenga. Por el contrario, la pérdida de cobertura boscosa y el cambio hacia territorios agrícolas o zonas urbanizadas, aumenta la demanda de estos servicios ecosistémicos.

En este sentido, la cuenca alta del río Dagua presenta oferta alta de provisión de agua y control de erosión, dado el mantenimiento de sus áreas de bosques denso y abiertos altos de tierra firme; sin embargo, también presenta demanda alta de ambos servicios, relacionada sobre todo a las coberturas de territorios agrícolas. La cuenca del río Dagua no presenta déficit de provisión de agua y de control de erosión, por lo que se concluye que la oferta de ambos servicios suple la demanda que de ellos se tiene.

Algo similar sucede con la cuenca alta del río Cali; sin embargo, la demanda está más relacionada con la cobertura de zonas urbanizadas. Esta cobertura ha venido en aumento debido a la migración de personas desde la ciudad hacia las zonas rurales altas, dada la construcción de parcelaciones y condominios. En este sentido, las demandas de agua y de control de erosión se incrementan. A pesar de la ocurrencia de este fenómeno, la pérdida de cobertura boscosa en algunas zonas se compensa con la recuperación y restauración de otras zonas que cambian de ser territorios agrícolas y de pastoreo a ser coberturas boscosas en regeneración, lo cual mantiene la oferta de ambos servicios.

El superávit de provisión de agua en la cuenca alta del río Yumbo quizá esté relacionado con las zonas de protección encontradas en la parte alta de la cuenca. Sin embargo, esta condición es frágil, debido al aumento de población en esta zona de la cuenca, sumado al aumento de parcelas de cultivos pequeñas, que son regadas con agua establecida para uso doméstico. Esta condición puede generar un déficit del servicio ecosistémico de provisión de agua, sobre todo en épocas de sequías extremas. Por otro lado, las pendientes pronunciadas en la parte alta de la cuenca generan que el suelo desprotegido de vegetación 86

sea vulnerable a erosión. Con referencia a esta cuenca, puede concluirse que la oferta suple la demanda de ambos servicios ecosistémicos, sin embargo, es importante implementar herramientas a partir de las cuales se protejan las zonas boscosas que ofertan agua y control de erosión de manera tal que la condición de superávit se mantenga.

La cuenca alta del río Arroyohondo presenta déficit para ambos servicios ecosistémicos; esto se relaciona, sobre todo, con la desprotección de zonas de reserva del bosque nublado que conllevan a un aumento de la deforestación y, por ende, a la pérdida de cobertura que oferta agua y control de erosión. En la cuenca alta, además, es donde se dan la mayoría de las concesiones para uso de agua de tipo doméstico, y para la construcción de acueductos rurales; que no logran abastecerse sobre todo en los meses de sequía. En este sentido, se concluye que, en la cuenca alta del río Arroyohondo la oferta no suple la demanda de ambos servicios ecosistémicos.

Los resultados obtenidos a partir de este estudio pueden ser útiles como información de base para la toma de decisiones acerca de la conservación de los bosques y el cuidado de los suelos no solo del ACB San Antonio/Km 18, sino también, de las zonas altas de las cuencas estudiadas dentro del ACB.

87

BIBLIOGRAFÍA Aguirre, M. A., López Ibarra, L. I., Bolaños Trochez, F. V., y González Guevara, D. F. (2017). Percepción del paisaje, agua y ecosistemas en la cuenca del río Dagua, Valle del Cauca, Colombia. Perspectiva Geográfica, 22(1), 109-126. https://doi.org/10.19053/01233769.5402 Aldana-Domínguez, J., Palomo, I., Gutiérrez-Angonese, J., Arnaiz-Schmitz, C., Montes, y C., Narvaez F. (2019). Assessing the effects of past and future land cover changes in ecosystem services, disservices and biodiversity: A case study in Barranquilla Metropolitan Area (BMA), Colombia. Ecosystem Services, 37, 100915. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2019.100915 Bastian, O., Grunewald, K., y Syrbe, R. U. (2015a) Classification of ES. En: Grunewald, K., y Bastian, O. (Eds.). Ecosystem Services – Concept, Methods and Case Studies.

Springer Berlin Heidelberg. https://doi.org/10.1007/978-3-662-44143-5 Bastian, O., Grunewald, K., y Syrbe, R.-U. (2015b). Terrestrial Ecosystem Services in River Basins: An Overview and an Assessment Framework. En: Chicharo, L., Müller, F., y Fohrer, N. (Eds.). Ecosystem Services and River Basin Ecohydrology (pp. 107-132). Springer Netherlands. https://doi.org/10.1007/978-94-017-9846-4 Benites, A.; Campos, J. J.; Faustino, J.; Villalobos, J. y Madrigal, R. (2008).

Identificación de servicios ecosistémicos como base para el manejo participativo de los recursos naturales en la cuenca del río Otún, Colombia. Recursos Naturales y Ambiente, 55: 83-90 BirdLife International. (2021). Bosque de San Antonio/Km 18. BirdLife Data Zone. http://datazone.birdlife.org/site/factsheet/19130. Consultado el 10/01/2021 Brander, L. M., y Crossman, N. D. (2017). Economic quantification. En: Burkhard, B., & Maes, J. (Eds.). Mapping Ecosystem services. Pensoft Publishers (pp: 115-125).

Breuer, L.; Windhorst, D.; Fries, A.; y Wilcke, W. (2013). Supporting, Regularing and Provision Hydrological Services. En: Bendix, J., Beck, E., Bräuning, A., Makeschin, F., Mosandl, R., Scheu, S., y Wilcke, W. (Eds.). Ecosystem Services, Biodiversity and Environmental Change in a Tropical Mountain Ecosystem of South Ecuador (Vol. 221). Springer Berlin Heidelberg. https://doi.org/10.1007/978-3-642-38137-9 Burkhard, B., y Maes, J. (Eds.). (2017). Mapping Ecosystem services. Pensoft Publishers.

Burkhard, B. (2017). Ecosystem services matrix. En: Burkhard, B., y Maes, J. (Eds.).

Mapping Ecosystem services. Pensoft Publishers.

Burkhard, B., Kandziora, M., Hou, Y., y Müller, F. (2014). Ecosystem service potentials, flows and demands-concepts for spatial localisation, indication and quantification.

Landscape Online, 34, 1-32. https://doi.org/10.3097/LO.201434

88

Burkhard, B., Kroll, F., Nedkov, S., y Müller, F. (2012). Mapping ecosystem service supply, demand and budgets. Ecological Indicators, 21, 17-29. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2011.06.019 Burkhard, B., Kroll, F., Müller, F., y Windhorst, W. (2009). Landscapes’ capacities to provide ecosystem services—A concept for land-cover based assessments.

Landscape Online, 15, 1-22. https://doi.org/10.3097/LO.200915 Cabrejos Valdivia, M. N. (2016). Modelamiento geoespacial en la determinación del riesgo, vulnerabilidad y de la cuantificación de la erosión hídrica en la microcuenca del río Atuen—Amazonas [Tesis para optar el título de Ingeniero Agrícola].

Universidad Nacional Agraria La Molina.

Campos, J. J., Alpízar, F., Madrigal, R., y Louman, B. (2007). Enfoque integral para esquemas de pago por servicios de ecosistemas forestales. Ecosistemas, 16(3), 91-96.

Cárdenas Álvarez, J. P. (2016). Aplicabilidad del software InVEST para el mapeo de servicios ecosistémicos: Caso cuenca alta del río Claro. Tesis de grado. Ingeniería Ambiental. Universidad EIA. Envigado, Colombia. 77p.

Casado-Arzuaga, I., Madariaga, I., y Onaindia, M. (2013). Perception, demand and user contribution to ecosystem services in the Bilbao Metropolitan Greenbelt. Journal of Environmental Management, 129, 33-43. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2013.05.059 Chen, D., Li, J., Yang, X., Zhou, Z., Pan, Y., y Li, M. (2020). Quantifying water provision service supply, demand and spatial flow for land use optimization: A case study in the YanHe watershed. Ecosystem Services, 43, 101117. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2020.101117 Chen, F., Li, L., Niu, J., Lin, A., Chen, S., y Hao, L. (2019). Evaluating Ecosystem Services Supply and Demand Dynamics and Ecological Zoning Management in Wuhan, China. International Journal of Environmental Research and Public Health, 16(13), 2332. https://doi.org/10.3390/ijerph16132332 Chicharo, L., Müller, F., y Fohrer, N. (Eds.). (2015). Ecosystem Services and River Basin Ecohydrology. Springer Netherlands. https://doi.org/10.1007/978-94-017-9846-4 Cocuyame R., R. A., y Salazar Quintero, D. (2015). Clasificación y zonificación de la susceptibilidad a erosión hídrica en la cuenca del río Guabas con apoyo de herramientas geomáticas. [Trabajo de grado presentado como requisito para optar por el título de Ingeniero Topográfico]. Universidad del Valle.

CORTOLIMA (Corporación Autónoma Regional del Tolima), CORPOICA (Corporación Colombiana de Investigación Agropecuaria), SENA (Servicio Nacional de Aprendizaje), y Universidad del Tolima. (2006). Proyecto Plan de Ordenación y Manejo de la Cuenca Hidrográfica Mayor del río Saldaña, Cuenca Amoyá.

CORTOLIMA. Ibague, Colombia. 853p.

CORTOLIMA (Corporación Autónoma Regional del Tolima), CORPOICA (Corporación Colombiana de Investigación Agropecuaria), SENA (Servicio Nacional de 89

Aprendizaje), y Universidad del Tolima. (2007). Plan de Ordenación y Manejo de la Cuenca Hidrográfica Mayor del río Totare. CORTOLIMA. Ibague, Colombia. 619p.

Costanza, R., de Groot, R., Braat, L., Kubiszewski, I., Fioramonti, L., Sutton, P., Farber, S., y Grasso, M. (2017). Twenty years of ecosystem services: How far have we come and how far do we still need to go? Ecosystem Services, 28, 1-16. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2017.09.008 Costanza, R., de Groot, R., Sutton, P., van der Ploeg, S., Anderson, S. J., Kubiszewski, I., Farber, S., y Turner, R. K. (2014). Changes in the global value of ecosystem services. Global Environmental Change, 26, 152-158. https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2014.04.002 Costanza, R., d’Arge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., O’Neill, R. V., Paruelo, J., Raskin, R. G., Sutton, P., y van den Belt, M. (1997). The value of the world’s ecosystem services and natural capital. Nature, 387, 253-260.

Critical Ecosystem Partnership Fund. (2015). Tropical Andes Biodiversity Hotspot.

Ecosystem Profile. Consultado el 20/12/2020. https://www.cepf.net/sites/default/files/tropical_andes_profile_final_4_2015.pdf Cui, F., Tang, H., Zhang, Q., Wang, B., y Dai, L. (2019). Integrating ecosystem services supply and demand into optimized management at different scales: A case study in Hulunbuir, China. Ecosystem Services, 39: 100984. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2019.100984 CVC (Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca) y Fundación PROAGUA. (2019). Plan de Ordenamiento del Recurso Hídrico—PORH del río Arroyohondo y tributarios Quebrada el Rincón y La Sonora.

CVC (Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca). (2017a). Balance Oferta – Demanda de agua cuenca del río Arroyohondo. Balance Arroyohondo. https://www.cvc.gov.co/documentos/normatividad/recurso-hidrico/balances-ofertasdemanda. Consultado el 27/10/2020 CVC (Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca). (2017b). Balance Oferta – Demanda de agua cuenca del río Cali. Balance Cali. https://www.cvc.gov.co/documentos/normatividad/recurso-hidrico/balances-ofertasdemanda. Consultado el 27/10/2020 CVC (Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca). (2017c). Balance Oferta – Demanda de agua cuenca del río Dagua. Balance Dagua. https://www.cvc.gov.co/documentos/normatividad/recurso-hidrico/balances-ofertasdemanda. Consultado el 27/10/2020 CVC (Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca). (2017d). Balance Oferta – Demanda de agua cuenca del río Yumbo. Balance Yumbo. https://www.cvc.gov.co/documentos/normatividad/recurso-hidrico/balances-ofertasdemanda. Consultado el 27/10/2020 90

CVC (Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca), y Fundación Pachamama.

(2011). Plan de Ordenamiento y Manejo de la Cuenca Hidrográfica del Río Cali.

CVC, Fundación Pachamama.

CVC (Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca), y Fundación PROAGUA. (2010). Plan de ordenamiento y manejo (POMCH) de la cuenca del río Yumbo.

CVC, Fundación PROAGUA. Daily, G. C. (1997). Nature’s Services: Societal Dependence on Natural Ecosystems.

Island Press.

Daw, T., Brown, K., Rosendo, S., y Pomeroy, R. (2011). Applying the ecosystem services concept to poverty alleviation: The need to disaggregate human well-being.

Environmental Conservation, 38(4), 370-379. https://doi.org/10.1017/S0376892911000506 de Groot, R., Braat, L. y Costanza, R. (2017). A short history of the ecosystem services concept. En Burkhard, B., & Maes, J. (Eds.). Mapping Ecosystem services (pp. 4143). Pensoft Publishers. de Groot, R. S., Alkemade, R., Braat, L., Hein, L., y Willemen, L. (2010). Challenges in integrating the concept of ecosystem services and values in landscape planning, management and decision making. Ecological Complexity, 7(3), 260-272. https://doi.org/10.1016/j.ecocom.2009.10.006 Díaz, S., Demissew, S., Carabias, J., Joly, C., Lonsdale, M., Ash, N., Larigauderie, A., Adhikari, J. R., Arico, S., Báldi, A., Bartuska, A., Baste, I. A., Bilgin, A., Brondizio, E., Chan, K. M., Figueroa, V. E., Duraiappah, A., Fischer, M., Hill, R., … Zlatanova, D. (2015). The IPBES Conceptual Framework—Connecting nature and people.

Current Opinion in Environmental Sustainability, 14, 1-16. https://doi.org/10.1016/j.cosust.2014.11.002 Egoh, B., Drakou, E. G., Willemen, L., Maes, J., Dunbar, M. B., European Commission, Joint Research Centre, y Institute for Environment and Sustainability. (2012).

Indicators for mapping ecosystem services: A review. Publications Office.

Ehrlich, P. R., y Mooney, H. A. (1983). Extinction, Substitution, and Ecosystem Services.

BioScience, 33(4), 248-254. https://doi.org/10.2307/1309037 ESRI (Environmental Systems Research Institute) (s.f.). Métodos de clasificación de datos. https://pro.arcgis.com/en/pro-app/latest/help/mapping/layer-properties/dataclassification-methods.htm. Consultado el 13/08/2021 Fisher, B., Turner, R. K., y Morling, P. (2009). Defining and classifying ecosystem services for decision making. Ecological Economics, 68(3), 643-653. https://doi.org/10.1016/j.ecolecon.2008.09.014 García-Feced, C., Weissteiner, C. J., Baraldi, A., Paracchini, M. L., Maes, J., Zulian, G., Kempen, M., Elbersen, B., y Pérez-Soba, M. (2015). Semi-natural vegetation in agricultural land: European map and links to ecosystem service supply. Agronomy 91

for Sustainable Development, 35(1), 273-283. https://doi.org/10.1007/s13593-0140238-1 Geijzendorffer, I. R., Martín-López, B., y Roche, P. K. (2015). Improving the identification of mismatches in ecosystem services assessments. Ecological Indicators, 52, 320-331. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2014.12.016 Gómez Díaz, W. S. y Martínez López, N. D. (2018). Evaluación de la percepción sociocultural de los servicios ecosistémicos en la cuenca del río Orotoy aplicando la metodología de proceso analítico jerárquico-AHP. Tesis de Grado. Ingeniería Ambiental. Universidad Santo Tomás. Villavicencio. 83p.

Gómez Rodríguez, D. M., y Beltrán Vargas, J. (2018). Modelación dinámica de bienes y servicios ecosistémicos en la reserva forestal productora Thomas van der Hammen.

Colombia forestal, 21(2), 188-204. https://doi.org/10.14483/2256201X.12498 González Bogotá, L. R. (2015). Diagnóstico para la valoración de biodiversidad y servicios ecosistémicos del humedal El Burro. Especialización en Planeación Ambiental y Manejo Integral de los Recursos Humanos. Universidad Militar Nueva Granada. Bogotá D. C. 21p.

Greiber, T. (Ed.). (2009). Payments for Ecosystem Services. Legal and Institutional Frameworks. IUCN, International Union for Conservation of Nature.

Grunewald, K. y Bastian, O. (2015). Ecosystem Services (ES): More Than Just a Vogue Term? En: Grunewald, K., y Bastian, O. (Eds.). Ecosystem Services – Concept, Methods and Case Studies. Springer Berlin Heidelberg. https://doi.org/10.1007/9783-662-44143-5 Guevara, G. (2014). Evaluación ambiental estratégica para cuencas prioritarias de los andes colombianos: Dilemas, desafíos y necesidades. Acta biológica Colombiana, 19(1), 11-24 Guo, Z., Xiao, X., y Li, D. (2000). An assessment of ecosystem services: Water flow regulation and hydroelectric power production. Ecological Applications, 10(3), 925936. https://doi.org/10.1890/1051-0761(2000)010[0925:AAOESW]2.0.CO;2 Haines-Young, R.H. y Potschin, M.B. (2009): Methodologies for defining and assessing ecosystem services. Final Report, JNCC, Project Code C08-0170-0062, 69 pp.

Haines-Young, R.H. y Potschin, M. (2010). The links between biodiversity, ecosystem services and human well-being. En: Raffaelli, D. G., & Frid, C. L. J. (Eds.).

Ecosystem Ecology_ A New Synthesis (Ecological Reviews) (pp: 110-139).

Cambridge University Press.

Haines-Young, R., y Potschin, M. (2018a). Common International Classification of Ecosystem Services (CICES) V5.1 and Guidance on the Application of the Revised Structure (p. 27).

92

Haines-Young, R., y Potschin-Young, M. (2018b). Revision of the Common International Classification for Ecosystem Services (CICES V5.1): A Policy Brief. One Ecosystem, 3, e27108. https://doi.org/10.3897/oneeco.3.e27108 Hanlon, J. W. (2017). Watershed Protection to Secure Ecosystem Services: The New York City Watershed Governance Arrangement. Case Studies in the Environment, 1(1), 1-7. https://doi.org/10.1525/cse.2017.sc.400879 Hou, Y., Müller, F., Li, B., y Kroll, F. (2015). Urban-rural gradients of ecosystem services and the linkages with socioeconomics. Landscape Online, 39, 1-31. https://doi.org/10.3097/LO.201539 IAvH (Instituto de Investigación de Recursos Biológicos Alexander von Humboldt).

(2019). IPBES Colombia. Instituto de Investigación de Recursos Biológicos Alexander von Humboldt. http://www.humboldt.org.co/es/component/k2/item/1104ipbes-colombia. Consultado el 20/12/2020.

IAvH (Instituto de Investigación de Recursos Biológicos Alexander von Humboldt). (s.f.).

Evaluación Nacional de Biodiversidad y Servicios Ecosistémicos. http://humboldt.org.co/evaluacion-nacional/acerca_de.html. Consultado el 20/12/2020.

IDEAM (Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales). (2013).

Zonificación y codificación de uniades hidrográficas e hidrogeológicas de Colombia.

Comité de Comunicaciones y Publicaciones del IDEAM. http://documentacion.ideam.gov.co/openbiblio/bvirtual/022655/MEMORIASMAPA ZONIFICACIONHIDROGRAFICA.pdf. Consultado el 20/12/2020.

IDEAM (Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales). (2010). Leyenda Nacional de Coberturas de la Tierra: Metodología CORINE Land Cover adaptada para Colombia: Escala 1:100.00.

IUCN (International Union for Conservation of Nature). (2016). A global standard for the identification of key biodiversity areas. (Version 1.0. First edition.). Consultado el 20/12/2020.

Kaiser, G., Burkhard, B., Römer, H., Sangkaew, S., Graterol, R., Haitook, T., Sterr, H., y Sakuna-Schwartz, D. (2013). Mapping tsunami impacts on land cover and related ecosystem service supply in Phang Nga, Thailand. Natural Hazards and Earth System Sciences, 13(12), 3095-3111. https://doi.org/10.5194/nhess-13-3095-2013 Kareiva, P. M., Tallis, H., Ricketts, T. H., Daily, G. C., y Polasky, S. (Eds.). (2011).

Natural Capital: Theory & Practice of Mapping Ecosystem Services. Oxford University Press Key Biodiversity Areas Partnership (2020) Key Biodiversity Areas factsheet: Bosque de San Antonio/Km 18. Extracted from the World Database of Key Biodiversity Areas.

Developed by the Key Biodiversity Areas Partnership: BirdLife International, IUCN, American Bird Conservancy, Amphibian Survival Alliance, Conservation International, Critical Ecosystem Partnership Fund, Global Environment Facility, Global Wildlife Conservation, NatureServe, Rainforest Trust, Royal Society for the 93

Protection of Birds, World Wildlife Fund and Wildlife Conservation Society. http://www.keybiodiversityareas.org/. Consultado el 17/11/2020.

Knapp, S. (2019). The Link Between Diversity, Ecosystem Functions, and Ecosystem Services. En: Schröter, M., Bonn, A., Klotz, S., Seppelt, R., y Baessler, C. (Eds.).

Atlas of Ecosystem Services: Drivers, Risks, and Societal Responses (pp: 13-15).

Springer International Publishing. https://doi.org/10.1007/978-3-319-96229-0 Kroll, F., Müller, F., Haase, D., y Fohrer, N. (2012). Rural–urban gradient analysis of ecosystem services supply and demand dynamics. Land Use Policy, 29(3), 521-535. https://doi.org/10.1016/j.landusepol.2011.07.008 La Notte, A., D’Amato, D., Mäkinen, H., Paracchini, M. L., Liquete, C., Egoh, B., Geneletti, D., y Crossman, N. D. (2017). Ecosystem services classification: A systems ecology perspective of the cascade framework. Ecological Indicators, 74, 392-402. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2016.11.030 Landers, D. H., y Nahlik, A. M. (2013). Final Ecosystem Goods and Services Classification System (FEGS-CS) (EPA/600/R-13/ORD-004914.; p. 101). U.S. Environmental Protection Agency, Office of Research and Development.

Larondelle, N., y Lauf, S. (2016). Balancing demand and supply of multiple urban ecosystem services on different spatial scales. Ecosystem Services, 22, 18-31. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2016.09.008 Lele, S. (2009). Watershed services of tropical forests: From hydrology to economic valuation to integrated analysis. Current Opinion in Environmental Sustainability, 1(2), 148-155. https://doi.org/10.1016/j.cosust.2009.10.007 Li, F., Guo, S., Li, D., Li, X., Li, J. y Xie, S. (2020). A multi-criteria spatial approach for mapping urban ecosystem services demand. Ecological Indicators, 112, 1061119. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2020.106119 Li, J., Jiang, H., Bai, Y., Alatalo, J. M., Li, X., Jiang, H., Liu, G., y Xu, J. (2016).

Indicators for spatial–temporal comparisons of ecosystem service status between regions: A case study of the Taihu River Basin, China. Ecological Indicators, 60, 1008-1016. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2015.09.002 Little, C., y Lara, A. (2010). Restauración ecológica para aumentar la provisión de agua como un servicio ecosistémico en cuencas forestales del centro-sur de Chile. Bosque (Valdivia), 31(3), 175-178. https://doi.org/10.4067/S0717-92002010000300001 Luck, G. W., Chan, K. M. A., y Fay, J. P. (2009). Protecting ecosystem services and biodiversity in the world’s watersheds. Conservation Letters, 2(4), 179-188. https://doi.org/10.1111/j.1755-263X.2009.00064.x MADS (Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sostenible de la República de Colombia).

(2012). Política Nacional para la Gestión Integral de la Biodiversidad y sus Servicios Ecoistémicos (PNGIBSE). 124p.

94

Maes, J., Liquete, C., Teller, A., Erhard, M., Paracchini, M. L., Barredo, J. I., Grizzetti, B., Cardoso, A., Somma, F., Petersen, J.-E., Meiner, A., Gelabert, E. R., Zal, N., Kristensen, P., Bastrup-Birk, A., Biala, K., Piroddi, C., Egoh, B., Degeorges, P., …

Lavalle, C. (2016). An indicator framework for assessing ecosystem services in support of the EU Biodiversity Strategy to 2020. Ecosystem Services, 17, 14-23. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2015.10.023 Maes, J., Egoh, B., Willemen, L., Liquete, C., Vihervaara, P., Schägner, J. P., Grizzetti, B., Drakou, E. G., Notte, A. L., Zulian, G., Bouraoui, F., Luisa Paracchini, M., Braat, L., y Bidoglio, G. (2012). Mapping ecosystem services for policy support and decision making in the European Union. Ecosystem Services, 1(1), 31-39. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2012.06.004 Mancera Sanabria, J. S. (2019). Aporte de la geomática en el mapeo de servicios ecosistémicos para la regulación hídrica, en la microcuenca del río Murca, Colombia.

Tesis de grado. Ingeniería Geográfica y Ambiental. Universidad de Ciencia Aplicadas y Ambientales (UDCA). Bogotá. 67p.

McDonald, R. I. (2009). Ecosystem service demand and supply along the urban-to-rural gradient. Journal of Conservation Planning, 5, 1-14.

McDonough, K. R., Hutchinson, S. L., Liang, J., Hefley, T., y Hutchinson, J. M. S. (2020). Spatial Configurations of Land Cover Influence Flood Regulation Ecosystem Services. Journal of Water Resources Planning and Management, 146(11), 04020082. https://doi.org/10.1061/(ASCE)WR.1943-5452.0001294 Millennium Ecosystem Assessment (Program) (Ed.). (2005). Ecosystems and human wellbeing: Synthesis. Island Press.

Naciones Unidas. (2015). Memoria del Secretario General sobre la labor de la Organización. Naciones Unidas, Nueva York. https://undocs.org/pdf?symbol=es/A/70/1. Consultado el 20/12/2020.

Nedkov, S., Boyanova, K., y Burkhard, B. (2015). Quantifying, Modelling and Mapping Ecosystem Services in Watersheds. En Ecosystem Services and River Basin Ecohydrology (pp. 133-149). Springer Netherlands. https://doi.org/10.1007/978-94017-9846-4 Nedkov, S., y Burkhard, B. (2012). Flood regulating ecosystem services—Mapping supply and demand, in the Etropole municipality, Bulgaria. Ecological Indicators, 21, 67-79. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2011.06.022 Neugarten, R. A., Langhammer, P. F., Osipova, E., Bagstad, K. J., Bhagabati, N., Butchart, S. H. M., Dudley, N., Elliott, V., Gerber, L. R., Gutierrez Arrellano, C., Ivanić, K.-Z., Kettunen, M., Mandle, L., Merriman, J. C., Mulligan, M., Peh, K. S.H., Raudsepp-Hearne, C., Semmens, D. J., Stolton, S., y Willcock, S. (2018). Tools for measuring, modelling, and valuing ecosystem services: Guidance for Key Biodiversity Areas, natural World Heritage sites, and protected areas (C. Groves, Ed.; 1.a ed.). IUCN, International Union for Conservation of Nature. https://doi.org/10.2305/IUCN.CH.2018.PAG.28.en 95

Ojea, E., Martin-Ortega, J., y Chiabai, A. (2012). Defining and classifying ecosystem services for economic valuation: The case of forest water services. Environmental Science & Policy, 19-20, 1-15. https://doi.org/10.1016/j.envsci.2012.02.002 Otero Castellanos, F. (2020). Elaboración del mapa de coberturas de la tierra a escala 1:10.000 Bosque de Niebla San Antonio – municipios de Cali, Yumbo, Dagua y La Cumbre—Valle del Cauca, a partir de la foto interpretación visual de la imagen de satélite rapideye del 2016 clasificada con la metodología CORINE Land Cover (Informe Final N.º 5; p. 38). Fundación Ecovivero.

Pacheco, H., Marcano, A., y Cartaya, S. (2014). Cálculo del factor C de la USLE, en la cuenca del río Carache, Trujillo-Venezuela usando imágenes del Satélite Miranda VRSS-1. 20. Memorias. XVI Simposio Internacional SELPER 2014. Medellín, Colombia Pascual, U., Balvanera, P., Díaz, S., Pataki, G., Roth, E., Stenseke, M., Watson, R. T., Başak Dessane, E., Islar, M., Kelemen, E., Maris, V., Quaas, M., Subramanian, S. M., Wittmer, H., Adlan, A., Ahn, S., Al-Hafedh, Y. S., Amankwah, E., Asah, S. T., … Yagi, N. (2017). Valuing nature’s contributions to people: The IPBES approach.

Current Opinion in Environmental Sustainability, 26-27, 7-16. https://doi.org/10.1016/j.cosust.2016.12.006 Poppy, G. M., Chiotha, S., Eigenbrod, F., Harvey, C. A., Honzák, M., Hudson, M. D., Jarvis, A., Madise, N. J., Schreckenberg, K., Shackleton, C. M., Villa, F., y Dawson, T. P. (2014). Food security in a perfect storm: Using the ecosystem services framework to increase understanding. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences, 369(1639), 20120288. https://doi.org/10.1098/rstb.2012.0288 Potschin, M. y Haines-Young, R. (2017). Linking people and nature: Socio-ecological system. En Burkhard, B., & Maes, J. (Eds.). (2017). Mapping Ecosystem services (pp. 41-43). Pensoft Publishers.

Quintero-Angel, A., Orjuela-Salazar, S., Rodríguez-Díaz, S. C., Silva, M. L., RivasArroyo, L. A., Castro, Á., y Quintero-Angel, M. (2019). The San Antonio Forest Key Biodiversity Area Governance Scheme: Collective construction based on differences.

En UNU-IAS and IGES (eds.) Understanding the multiple values associated with sustainable use in socio-ecological production landscapes and seascapes (Satoyama Iniciative Thematic Review vol. 5) United Nations University Institute for the Advanced Study of Sustainability.

Renard, K. G., Foster, G. R., Weesies, G. A., y Porter, J. P. (1991). RUSLE - revised universal soil loss equation. Soil Water Conservation, 46(1), 30-33.

Rengifo Arana, J. M. (2016). Transformación y ordenamiento del paisaje vegetal en la cuenca del río Arroyohondo (Yumbo, Valle del Cauca) [Tesis o trabajo de investigación presentado como requisito parcial para optar al título de Magister en Medio Ambiente y Desarrollo]. Universidad Nacional de Colombia. 184p.

96

Rey Benayas, J. M., Barral, P., y Meli, P. (2017). Lecciones de cuatro meta-análisis globales sobre la restauración de la biodiversidad y los servicios ecosistémicos.

Ecología Austral, 27(1bis), 193-198. https://doi.org/10.25260/EA.17.27.1.1.252 Rey Benayas, J. M. (2012). Restauración de campos agrícolas sin competir por el uso de la tierra para aumentar su biodiversidad y servicios ecosistémicos. Investigación Ambiental, Ciencia y política pública, 4(2), 101-110.

Rincón-Ruiz, A., Echeverry-Duque, M., Piñeros, A. M., Tapia, C. H., Drew, A. D., AriasArévalo, P., y Zuluaga Guerra, P. A. (2014). Valoración integral de la biodiversidad y los servicios ecosistémicos. Aspectos conceptuales y metodológicos. Instituto de Investigación de Recursos Biológicos Alexander von Humboldt (IAvH).

Rojas, C. (2015). Retos para la incorporación de la gestión integral de la biodiversidad y los servicios ecosistémicos en los sectores productivos en Colombia. Gestión y Ambiente, 18(2), 109-120.

Ronchi, S. (2018). Ecosystem Services for Spatial Planning: Innovative Approaches and Challenges for Practical Applications. Springer International Publishing. https://doi.org/10.1007/978-3-319-90185-5 Salzman, J. (1997). Valuing Ecosystem Services. Ecology Law Quarterly, 24, 887-903.

Schreirer, H. (2017). Maintaining Environmental Services in Mountain Watershed. En Ecosystem Services of Headwater Catchments. En: Ecosystem Services of Headwater Catchments. Springer International Publishing. 308p Schröter, M.; Ring, I.; Schröter-Schlaack, C.; y Bonn, A. (2019). The Ecosystem Service Concept: Linking Ecosystem and Human Wellbeing. En: Schröter, M., Bonn, A., Klotz, S., Seppelt, R., y Baessler, C. (Eds.). Atlas of Ecosystem Services: Drivers, Risks, and Societal Responses. Springer International Publishing. (pp: 7-11).

Schröter, M., Barton, D. N., Remme, R. P., y Hein, L. (2014). Accounting for capacity and flow of ecosystem services: A conceptual model and case study for Telemark, Norway. Ecological Indicators, 36, 539-551. http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolind.2013.09.018 Schulp, C. J. E., Alkemade, R., Klein Goldewijk, K., y Petz, K. (2012). Mapping ecosystem functions and services in Eastern Europe using global-scale data sets.

International Journal of Biodiversity Science, Ecosystem Services & Management, 8(1-2), 156-168. https://doi.org/10.1080/21513732.2011.645880 Secretariat of the Convention on Biological Diversity (Ed.). (2005). Handbook of the Convention on Biological Diversity: Including its Cartagena Protocol on Biosafety (3rd ed). Secretariat of the Convention on Biological Diversity.

Seppelt, R., Dormann, C. F., Eppink, F. V., Lautenbach, S., y Schmidt, S. (2011). A quantitative review of ecosystem service studies: Approaches, shortcomings and the road ahead. Journal of Applied Ecology, 48(3), 630-636. https://doi.org/10.1111/j.1365-2664.2010.01952.x 97

Shi, Z. H., Cai, C. F., Ding, S. W., Wang, T. W., y Chow, T. L. (2004). Soil conservation planning at the small watershed level using RUSLE with GIS: A case study in the Three Gorge Area of China. CATENA, 55(1), 33-48. https://doi.org/10.1016/S03418162(03)00088-2 Smith, M., de Groot, D., y Bergkamp, G. (Eds.). (2006). Pay. Establishing payments for watershed services. IUCN, Gland, Switzerland, 109p.

Sohel, M. S. I., Ahmed Mukul, S., y Burkhard, B. (2015). Landscape‫׳‬s capacities to supply ecosystem services in Bangladesh: A mapping assessment for Lawachara National Park. Ecosystem Services, 12, 128-135. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2014.11.015 Stadmüller, T. (1986). Los bosques nublados en el trópico húmedo. Una revisión bibliográfica. Universidad de las Naciones Unidas y Centro Agronómico Tropical de Investigación y Enseñanza, CATIE. 85p.

Stürck, J., Poortinga, A., & Verburg, P. H. (2014). Mapping ecosystem services: The supply and demand of flood regulation services in Europe. Ecological Indicators, 38, 198-211. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2013.11.010 Swetnam, R. D., Fisher, B., Mbilinyi, B. P., Munishi, P. K. T., Willcock, S., Ricketts, T., Mwakalila, S., Balmford, A., Burgess, N. D., Marshall, A. R., y Lewis, S. L. (2011).

Mapping socio-economic scenarios of land cover change: A GIS method to enable ecosystem service modelling. Journal of Environmental Management, 92(3), 563574. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2010.09.007 Syrbe, R.-U., y Walz, U. (2012). Spatial indicators for the assessment of ecosystem services: Providing, benefiting and connecting areas and landscape metrics.

Ecological Indicators, 21, 80-88. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2012.02.013 Syrbe, R., Schröter, M., Grunewald, K., Walz, U., y Burkhard, B. (2017). What to map?

En: Burkhard, B., & Maes, J. (Eds.). Mapping Ecosystem services. Pensoft Publishers.

Tanase, G., y Mindrescu, M. (2017). Mapping the supply and demand of the erosion control ecosystem service in the Carpathian Ecoregion. Georeview. Scientific Annals of Stefan Cel Mare University of Suceva. Geographic Series, 27(1), 50-57.

Tabares-Mosquera, M., Zapata-Caldas, E. y Buitrago-Bermúdez, O. (2020). Valoración de servicios ecosistémicos para la identificación de estructuras ecológicas metropolitanas: El caso de Cali, Colombia. Cuadernos de Investigación Geográfica, 46(2), 603-631. http://doi.org/10.18172/cig.3952 TEEB (The Economics of Ecosystems and Biodiversity) (Ed.). (2010). Mainstreaming the Economics of Nature: A Synthesis of the Approach, Conclusions and Recommendations of TEEB. UNEP. Consultado el 20/11/2020 Tovar Tique, Y. P. (2020). Evaluación de servicios, diservicios ecosistémicos y motores de cambio a partir de valoración sociocultural en Coyaima, Colombia. Trabajo de 98

Grado. Facultad de Ciencias Naturales, Programa Biología. Universidad del Rosario.

29p.

UKNEA (United Kingdom Nacional Ecosystem Assessment). (2014). UK National Ecosystem Assessment Follow-on: Synthesis of the key findings. UNEP-WCMC, LWEC, UK. http://www.tandfonline.com/doi/full/10.1080/00207233.2015.1012288.

Consultado el 20/11/2020 Vihervaara, P., Mononen, L., Santos, F., Adamescu, M., Cazacu, C., Luque, S., Geneletti, D., y Maes, J. (2017). Biophysical quantification. En Mapping Ecosystem Services (pp. 95-103). Pensoft Publishers.

Wang, L., Zheng, H., Wen, Z., Liu, L., Robinson, B. E., Li, R., Li, C., y Kong, L. (2019).

Ecosystem service synergies/trade-offs informing the supply-demand match of ecosystem services: Framework and application. Ecosystem Services, 37, 100939. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2019.100939 Wei, H., Fan, W., Wang, X., Lu, N., Dong, X., Zhao, Y., Ya, X., y Zhao, Y. (2017).

Integrating supply and social demand in ecosystem services assessment: A review.

Ecosystem Services, 25, 15-27. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2017.03.017 Westman, W. E. (1977). How Much Are Nature’s Services Worth? Science, 197: 5.

Willemen, L. (2020). It’s about time: Advancing spatial analyses of ecosystem services and their application. Ecosystem Services, 44, 101125. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2020.101125 Wolff, S., Schulp, C. J. E., Kastner, T., y Verburg, P. H. (2017). Quantifying Spatial Variation in Ecosystem Services Demand: A Global Mapping Approach. Ecological Economics, 136, 14-29. https://doi.org/10.1016/j.ecolecon.2017.02.005 Wolff, S., Schulp, C. J. E., y Verburg, P. H. (2015). Mapping ecosystem services demand: A review of current research and future perspectives. Ecological Indicators, 55, 159171. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2015.03.016 Zhang, H., Yang, Q., Li, R., Liu, Q., Moore, D., He, P., Ritsema, C. J., y Geissen, V. (2013). Extension of a GIS procedure for calculating the RUSLE equation LS factor.

Computers & Geosciences, 52, 177-188. https://doi.org/10.1016/j.cageo.2012.09.027

99