| Livestock Research for Rural Development 32 (11) 2020 | LRRD Search | LRRD Misssion | Guide for preparation of papers | LRRD Newsletter | Citation of this paper |
Diferentes investigaciones han resaltado el potencial de los sistemas silvopastoriles como herramientas de conservación en paisajes tropicales altamente intervenidos por la agricultura. Sin embargo, hasta la fecha no se ha realizado una síntesis de la evidencia científica de los efectos de los diferentes tipos de sistemas silvopastoriles sobre la biodiversidad y la oferta de servicios ecosistémicos. El presente trabajo se realizó con el fin de sintetizar la información científica sobre sobre biodiversidad y servicios ecosistémicos asociados a algunos de los arreglos silvopastoriles más ampliamente utilizados en paisajes tropicales. A partir de esta síntesis se discuten los mecanismos por medio de los cuales los sistemas silvopastoriles afectan la biodiversidad y se identifican áreas que requieren mayor investigación.
Palabras clave: árboles dispersos en potrero, aves, cercas vivas, conservación, ganadería sostenible, recursos biológicos
Different investigations have highlighted the potential of silvopastoral systems as conservation tools in tropical landscapes highly affected by agriculture. However, to date there has been no synthesis of the scientific evidence of the effects of the different types of silvopastoral systems on biodiversity and the supply of ecosystem services. The present work was carried out in order to synthesize scientific information on biodiversity and ecosystem services associated with some of the most widely used silvopastoral arrangements in tropical landscapes. Based on this synthesis, the mechanisms by which silvopastoral systems affect biodiversity are discussed and areas that require further investigation are identified.
Keywords: biological resources, birds, conservation, living fences, scattered trees in pasture, sustainable livestock
Los bosques tropicales albergan al menos el 50% de las especies de fauna y flora del planeta y proveen servicios ecosistémicos fundamentales para la población global (Bradshaw et al 2009; Gardner et al 2009; Giam 2017). Sin embargo, estos ecosistemas actualmente enfrentan amenazas de una escala sin precedentes, incluyendo la deforestación, la sobreexplotación de recursos, las especies invasoras y el cambio climático (Bradshaw et al 2009; Alroy 2017). A estas amenazas se suma el hecho de que solo el 9.8% del bioma tropical se encuentra dentro de áreas estrictamente protegidas (Gardner et al 2009), lo cual reduce la efectividad de las prácticas convencionales de conservación. Ante estos retos y ante el creciente estado de intervención de los bosques tropicales, se vuelve prioritario buscar alternativas de manejo que permitan la conservación de las especies y servicios ecosistémicos que persisten en paisajes intervenidos (Mendenhall et al 2016). Un ejemplo de estas alternativas es la implementación de sistemas de producción agrícola que conserven parte de las funciones ecosistémicas y provean hábitat complementario para las especies que originalmente habitan en los bosques (Perfecto y Vandermeer 2008; Gardner et al 2009; Defries y Rosenzweig 2010).
La conversión de sistemas de ganadería convencional a sistemas silvopastoriles ha sido identificada como una estrategia de manejo promisoria en este contexto (Chará et al 2019a). Los sistemas silvopastoriles son un tipo de intervención agroforestal que complementa la conservación de parches de bosque con la introducción de especies arbóreas en los sistemas de producción ganadera. De esta manera, el ganado, los cultivos, los árboles, las pasturas y los arbustos se combinan en la misma unidad de tierra para optimizar la alimentación animal y aprovechar interacciones beneficiosas entre los componentes (Murgueitio e Ibrahim 2008; Giraldo et al 2011). Existen diferentes tipos de arreglos silvopastoriles que varían en el tipo de especies vegetales utilizadas y la distribución y densidad de la vegetación leñosa. Entre estos se cuentan las cercas vivas, los árboles dispersos en potrero, los bancos mixtos de forraje, los setos forrajeros y los sistemas silvopastoriles intensivos.
En muchas regiones tropicales la popularización de los sistemas silvopastoriles surgió a partir de la preocupación por los efectos ambientales negativos y la baja productividad de los sistemas de ganadería convencionales con monocultivos de pasto (Murgueitio e Ibrahim 2008). Las pasturas convencionales por lo general representan un sistema de producción extensivo, caracterizado por baja densidad animal en praderas que se degradan a los pocos años de establecidas e incentivan la deforestación para incorporar nuevas áreas al proceso productivo (Murgueitio et al 2011). Además, en amplias regiones este tipo de ganadería se practica en terrenos inapropiados, lo que acelera el proceso de degradación de suelo y disminuye aún más la capacidad de carga de los sistemas (Murgueitio e Ibrahim 2008). Mediante estos procesos, la ganadería convencional causa importantes impactos ambientales como la fragmentación de ecosistemas naturales, la erosión y la compactación del suelo, la pérdida de biodiversidad, la contaminación de fuentes de agua, la pérdida de regulación hídrica de las cuencas y la emisión de gases de efecto invernadero debido a la deforestación y a la alimentación inapropiada del ganado (Ibrahim et al 2007; Murgueitio et al 2011).
Desde los años 90, diversos estudios han demostrado que diferentes tipos de arreglos silvopastoriles pueden aumentar la conectividad en el paisaje para las especies de fauna dependientes de los bosques y servir de hábitat permanente para especies generalistas (e.g., Söderström et al 2003; Giraldo et al 2011; Sekercioglu et al 2012; Garcia-Morales et al 2013). Otras líneas de investigación han comprobado la capacidad de estos sistemas de secuestrar carbono, mejorar las condiciones del suelo, regular condiciones microclimáticas, disminuir la erosión y proveer otros servicios ecosistémicos (e.g., Ríos et al 2006; Ibrahim et al 2010; Rueda et al 2011; Broom et al 2013). Sin embargo, la evidencia sobre los efectos de los sistemas silvopastoriles sobre la fauna silvestre y los procesos ecológicos está fragmentada según diferentes tipos de arreglos silvopastoriles y no existen síntesis que permitan hacer inferencias sobre las características de los sistemas que propician estos efectos ecológicos. El presente trabajo se realiza con el fin de sintetizar la información científica acerca de los efectos sobre biodiversidad y servicios ecosistémicos asociados a algunos de los arreglos silvopastoriles más ampliamente utilizados en paisajes tropicales. A partir de esta síntesis se discuten los mecanismos por medio de los cuales los sistemas silvopastoriles afectan la biodiversidad y se identifican áreas que requieren mayor investigación. En la primera parte de la revisión, se examina la evidencia asociada a diferentes tipos de arreglos silvopastoriles comúnmente implementados en el trópico y en la segunda se presenta una síntesis de los patrones emergentes y las áreas que requieren mayor investigación para avanzar en el conocimiento de estos sistemas como potenciales herramientas de conservación.
Las cercas vivas son franjas de árboles o arbustos usadas para delimitar linderos, potreros o corrales, con el propósito de controlar el movimiento de animales o personas (Schroth et al 2004; Zuluaga et al 2011). Por lo general, las cercas vivas están compuestas de una fila de árboles o arbustos sembrados a corta distancia y pueden sostener alambres de púas o alambres electrificados, de manera que reemplazan los postes muertos de madera, cemento u otros materiales comúnmente utilizados en los potreros (Schroth et al 2004; Zuluaga et al 2011). Se emplea una buena variedad de especies para este propósito pero vale la pena mencionar Castilla elastica, poeppigiana, Ficus wreckleana, Spondias mombin, y Cordia alliodora, comúnmente usados en Costa Rica (Greenler y Ebersole 2015), y Gliricidia sepium, Montanoa quadrangularis, Euphorbia spp., Trichanthera gigantea y Mimosa trianae en Colombia (Calle 2011; Giraldo et al 2018).
Efectos sobre la biodiversidadEn paisajes fragmentados, las cercas vivas incrementan el área cubierta por árboles y crean redes lineares que conectan fragmentos de bosque, reduciendo el aislamiento entre parches de hábitat de buena calidad y permitiendo el movimiento de la fauna a través del paisaje (Schroth et al 2004; Harvey et al 2005; Chacón y Harvey 2006; Pulido-Santacruz y Renjifo 2011; Atangana et al 2014). Cuando no se podan severamente, las cercas vivas pueden proveer sitios de percha, refugio, reproducción y forrajeo para especies animales (Schroth et al 2004; Pulido-Santacruz y Renjifo 2011).
Estos efectos positivos han sido ampliamente documentados en aves (Schroth et al 2004; Saenz et al 2006; Pulido-Santacruz y Renjifo 2011). Por ejemplo, en Veracruz, México se encontró que las cercas vivas de Bursera simaruba y Gliricidia sepium servían de hábitat para 98 especies de aves, que constituían el 54% de las especies detectadas en bosques aledaños (Estrada et al 1997). De manera similar, en Colombia Molano et al. (2003) reportaron 105 especies de aves en cercas vivas producto de regeneración natural en el Piedemonte Llanero y Pulido-Santacruz y Renjifo (2011) reportaron 98 especies de aves, de las cuales 26 eran especies de bosque, en cercas vivas en paisajes agropecuarios de la región Andina. En la región de Esparza, Costa Rica las cercas vivas consistentemente se cuentan entre los usos de suelo con mayor diversidad y abundancia de avifauna en paisajes ganaderos (Saenz et al 2006; Enríquez-Lenis et al 2007). Otros estudios en Costa Rica, han encontrado que las cercas vivas también pueden ser de gran importancia para especies de aves migratorias neotropicales (Sáenz y Menacho 2005), que incluso pueden tener preferencia por las cercas vivas a los bosques secundarios de la zona (Greenler y Ebersole 2015).
Las cercas vivas también benefician de manera importante a otros componentes de la fauna en paisajes agrícolas. Estrada y Coates-Estrada (2001) observaron 12 especies de murciélagos (37% de las especies detectadas en bosques circundantes) en cercas vivas de Bursera simaruba y Gliricidia sepium en México. En este mismo sistema de cercas vivas, se reportaron 14 especies de escarabajos estercoleros (47% de las especies detectadas en las muestras de bosque) y 11 especies de mamíferos no voladores (29% de las especies detectadas en bosques circundantes) (Estrada et al 1994; Estrada y Coates-estrada 2001). En Nicaragua, Harvey et al (2006) reportaron que las cercas vivas albergaban 15 especies de murciélagos, constituyendo el segundo uso de suelo con mayor riqueza de murciélagos en un paisaje agropecuario después de los bosques ribereños.
Además, varios estudios han explorado las características (i.e., complejidad estructural de la vegetación, riqueza de especies vegetales, conectividad en el paisaje, etc.) de las cercas vivas que incrementan su valor de conservación (Lang et al 2003; Molano et al 2003; Harvey et al 2005; Pulido-Santacruz y Renjifo 2011). A pesar de que hay variación en la respuesta de diferentes grupos taxonómicos, en general estos estudios han observado que cercas de mayor complejidad estructural (i.e., mayor cobertura de dosel, mayor área basal, mayor ancho de copa) tienden a albergar mayor diversidad de especies animales (Lang et al 2003; Molano et al 2003; Harvey et al 2005; Pulido-Santacruz y Renjifo 2011).
Provisión de servicios ecosistémicosLas cercas vivas pueden regular condiciones microclimáticas, mejorar las características del suelo circundante y contribuir al almacenamiento de carbono sobre y bajo el suelo (Zuluaga et al 2011; Villanueva-López et al 2015; Villanueva-Lopez et al 2016). En México, el suelo alrededor de cercas vivas de G. sepium presentó temperaturas 3% más bajas y humedad relativa 16% más alta que el suelo en potreros sin árboles (Villanueva-Lopez et al 2016). En estos mismos sistemas, Villanueva-Lopez et al (2015) demostraron que los potreros con cercas vivas eran capaces de almacenar hasta 120 Mg C/ha, de los cuales 5.7% era almacenado por los árboles. Adicionalmente, las cercas vivas pueden servir como núcleos de regeneración natural, ya que atraen animales dispersores de semillas como murciélagos y aves frugívoras (Harvey et al 2006; Pulido-Santacruz y Renjifo 2011) y proveen protección para plántulas en medio de los potreros, incrementando sus probabilidades de supervivencia y crecimiento (Love et al 2009).
Los árboles dispersos en potrero son arreglos silvopastoriles que integran árboles (30 a 50 árboles por hectárea) a pasturas naturales, naturalizadas o mejoradas (Murgueitio y Ibrahim 2008; Giraldo et al 2018). Los árboles pueden ser remanentes de los bosques originales, sembrados por los productores o producto de la sucesión vegetal natural (Murgueitio y Ibrahim 2008; Harvey et al 2011b).
Efectos sobre la biodiversidadLos árboles dispersos en potrero constituyen pequeños parches de hábitat para la fauna silvestre (Murgueitio y Ibrahim 2008). A escala local, los árboles proveen alimento y sitios de anidamiento para los animales (Harvey et al 2011a). A escala de paisaje, el incremento de la cobertura arbórea mejora la conectividad, funcionando como “piedras de salto” que facilitan la movilidad de especies entre parches de bosque rodeados de pasturas (Murgueitio y Ibrahim 2008; Harvey et al 2011a; Siqueira et al 2017). Por ejemplo, Harvey et al. (2006) y Vilchez et al. (2004) observaron que los árboles dispersos en potreros presentaban niveles de diversidad de aves similares a los de bosques secundarios y ribereños en paisajes rurales de Nicaragua. De manera similar, Sáenz et al. (2006) reportaron que las pasturas naturales con alta densidad de árboles eran el uso de suelo con mayor riqueza de avifauna en paisajes ganaderos de Nicaragua (Región de Matiguás) y Colombia (Cuenca del Río la Vieja). En Costa Rica, los potreros con alta densidad de árboles presentaron similar riqueza y mayor abundancia de aves que los bosques ribereños en el estudio de Cárdenas et al (2003) y se contaron entre los usos con mayor abundancia y diversidad de aves en los agropaisajes ganaderos estudiados por Enríquez‑Lenis et al (2007). Otro factor que vale la pena mencionar es el uso de estos árboles por aves migratorias neotropicales. Mcdermott et al (2015) reportaron que en el occidente colombiano el 20% de las especies reportadas en cercas vivas y árboles dispersos eran migratorias, con especies como la reinita gorjinaranja (Setophaga fusca) presentes en 80% de los lotes silvopastoriles estudiados. Otro ejemplo fue reportado por Greenberg et al (1997) quienes observaron que las pasturas con árboles de Acacia pennatula presentaban la mayor densidad y diversidad de aves migratorias detectada en usos de suelo de valles de elevación media del sur de México.
Los efectos positivos de la introducción de árboles en potreros también han sido reportados para otros grupos componentes de la fauna. Por ejemplo, un estudio comparativo en el norte de la India reportó que los sistemas de pasturas con árboles tenían de 5 a 150 veces mayor densidad de macrofauna edáfica que las pasturas sin árboles aledañas, dependiendo de las especies arbóreas utilizadas (Tripathi et al 2005). En paisajes agropecuarios de Chiapas, México, Arellano et al (2013) observaron que pasturas con Acacia sp., presentaban cinco veces más abundancia y 50% más especies de escarabajos estercoleros que pasturas aledañas sin árboles. En este estudio, las pasturas con alta densidad de arbustos (1500 a 2000 arbustos por hectárea) albergaban varias especies propias de bosques más maduros de la misma zona.
Provisión de servicios ecosistémicosLa presencia de árboles en los potreros ofrece protección y alimento para el ganado y la fauna silvestre (Murgueitio y Ibrahim 2008). Por ejemplo en Costa Rica, Nicaragua, Colombia y Venezuela árboles como los samanes (Albizia saman), los orejeros (hematófagas Enterolobium cyclocarpum) la ceiba (Ceiba pentandra), el guácimo (Guazuma ulmifolia), el madero negro o matarratón (Gliricidia sepium), el carbón (Acacia pennatula), el mango (Mangifera indica) y la guayaba (Psidium guajava) son comúnmente utilizados en los potreros para la provisión de sombra y la producción de frutos para la gente, el ganado y la fauna silvestre (Murgueitio y Ibrahim 2008; Calle 2011; Harvey et al 2011a).
Adicionalmente, varios estudios han comprobado que los árboles mejoran de manera significativa las características del suelo en su área de influencia (Ibrahim et al 2007; Atangana et al 2014; Casals et al 2014; Siqueira et al 2017). Por ejemplo, Casals et al (2014) observaron mayor concentración de carbono orgánico, nitrógeno, fósforo asimilable, así como mayor potasio y calcio intercambiable en suelos de potrero bajo el dosel de árboles que en las pasturas adyacentes. Por otro lado, la introducción de árboles en las pasturas puede mejorar la capacidad de regulación hídrica de las cuencas. Por ejemplo, en Nicaragua y Costa Rica, Ríos et al (2006) observaron que las pasturas con árboles dispersos presentaban 27 veces más infiltración y tres veces menos escorrentía que las pasturas sin árboles. Finalmente, los árboles en los potreros también son considerados núcleos de regeneración vegetal para la recuperación de bosques en pasturas abandonadas, ya que atraen especies dispersoras de semillas y generan condiciones microclimáticas propicias para el crecimiento de plántulas bajo su dosel (Siqueira et al 2017).
Los sistemas silvopastoriles intensivos se caracterizan por la combinación de altas densidades de arbustos forrajeros (4000 - 40000 plantas/ha) con pasturas mejoradas y especies arbóreas (aproximadamente 100-600 árboles/ha) (Calle et al 2012; Chará et al 2019a). Estos sistemas se manejan siguiendo el modelo de pastoreo rotacional intensivo que se caracteriza por alta densidad de animales, periodos cortos de ocupación (12 a 24 horas) y periodos largos (40 a 50 días) de descanso en los que se recupera la cubierta vegetal (Calle et al 2012; Chará et al 2019a). Estos sistemas son aptos para la producción de carne, leche, ganado doble-propósito, así como para búfalos, ovejas y cabras (Calle et al 2012).
Efectos sobre la biodiversidadEl establecimiento de árboles y arbustos en los silvopastoriles intensivos aumenta la complejidad vertical y horizontal del hábitat disponible para animales silvestres y plantas e incrementa la conectividad entre fragmentos de bosque (Chará et al 2019a). En regiones agropecuarias esto significa que los silvopastoriles intensivos complementan el valor de conservación de los fragmentos de bosque a nivel de paisaje, ya que proveen hábitat temporal para especies dependientes del bosque y hábitat permanente para especies generalistas (Tarbox et al 2018). A continuación, se presenta un resumen del efecto de los silvopastoriles intensivos sobre la diversidad de diferentes grupos taxonómicos.
AvifaunaLos silvopastoriles intensivos son capaces de proveer alimento y refugio para la avifauna, cumpliendo con el rol de corredores biológicos en paisajes agropecuarios (Murgueitio et al 2011; Chará et al 2019a). Varios estudios en Cuba han documentado que la riqueza de aves detectada en SSPi de leucaena tiende a aumentar con la edad de establecimiento del sistema, indicando que sistemas con árboles y arbustos más desarrollados tienen la capacidad de albergar mayor cantidad de especies de avifauna (Alonso et al 2004; Iraola et al 2018). En la cuenca del río la Vieja (Quindío, Colombia), Fajardo et al (2010) observaron que los silvopastoriles intensivos estaban entre los usos de suelo con mayor abundancia de aves entre los usos agropecuarios estudiados y triplicaban la riqueza de especies en comparación a las pasturas sin árboles. Además, estudios en diversos países han documentado que los silvopastoriles intensivos pueden albergar un ensamblaje único de aves, que no sólo es un subconjunto de las especies encontradas en los bosques regionales, sino que también incluye especies de zonas abiertas y especies migratorias (Schroth et al 2004; Mcadam et al 2007; Calle et al 2012). Un ejemplo de esta tendencia fue reportado por Fajardo et al (2008) en Colombia, donde los silvopastoriles intensivos presentaron valores de diversidad y ensamblajes intermedios entre las pasturas y los fragmentos de bosque. Como con los otros sistemas silvopastoriles revisados, la contribución de los silvopastoriles intensivos a la conservación de aves no se limita solo a las especies locales o residentes, sino que también aportan a la conservación de especies migratorias. Por ejemplo, Alonso et al (2004) observaron que en época de poca lluvia las aves migratorias constituían el 42% de las especies de aves documentadas en SSPi de leucaena con seis años de explotación en Cuba.
Escarabajos coprófagosEn paisajes agropecuarios tropicales, la presencia de árboles en los silvopastoriles intensivos tiene un efecto positivo en la diversidad y abundancia de escarabajos coprófagos (Giraldo et al 2011). En un estudio comparativo en la región Andina colombiana, Giraldo et al (2011) encontraron que los silvopastoriles intensivos con pasturas mejoradas y arbustos de L. leucocephala presentaban mayor abundancia de escarabajos coprófagos comparados con pasturas sin árboles. Resultados similares fueron reportados en el Valle del Río Cesar (Colombia), donde los silvopastoriles intensivos presentaron 36% más especies de coprófagos que las pasturas sin árboles (Montoya-Molina et al 2016). En este estudio además se reportó que los silvopastoriles intensivos albergaban 61% de las especies encontradas en el bosque, lo que resalta el valor de este uso de suelo como reservorio de biodiversidad. Además de los beneficios en términos de biodiversidad, el incremento de la abundancia y diversidad de escarabajos coprófagos en sistemas productivos de ganado ha sido relacionado con la provisión de servicios ecosistémicos de interés para los ganaderos. Por ejemplo, Giraldo et al (2011) reportaron que como consecuencia del mayor número de coprófagos en silvopastoriles intensivos, estos sistemas presentaban mayores tasas de remoción de suelo y semillas, así como reducciones significativas en el número de moscas hematófagas adultas que las pasturas sin árboles.
Fauna edáficaLos silvopastoriles intensivos albergan mayor abundancia y diversidad de hormigas que las pasturas sin árboles (Rivera 2009; Rivera et al 2013). En la cuenca del río La Vieja (Quindío, Colombia), Rivera (2009) reportó que los silvopastoriles intensivos albergaban el 72% de las especies de hormigas presentes en los fragmentos de bosque adyacentes. Otro estudio en la misma región reportó que la riqueza de especies de hormigas era 62% más alta en los silvopastoriles intensivos que en las pasturas sin árboles y que los silvopastoriles intensivos albergaban el 55% de las especies presentes en los bosques circundantes (Rivera et al 2013).
Varias investigaciones han demostrado que los silvopastoriles intensivos tienen un efecto positivo en la integridad de las comunidades de micro- y macro- organismos asociados al suelo. En un estudio comparativo llevado a cabo en el Valle del Cauca (Colombia), Vallejo et al (2012) encontraron que la comunidad microbiana en suelos de silvopastoriles intensivos era más similar a la de los bosques que la de pasturas degradadas. En este mismo estudio, se comprobó que la comunidad microbiana en silvopastoriles intensivos presentaba marcadores indicando menor estrés metabólico, mayor actividad enzimática y mayor biomasa que la microfauna asociada a las pasturas. En un estudio paralelo realizado en el mismo sistema, Cubillos et al (2016) reportaron que una vez las pasturas son convertidas en silvopastoriles intensivos, las condiciones fisicoquímicas del suelo cambian gradualmente hasta que se asemejan más a las de un bosque, lo cual se ve reflejado en la composición y función de las comunidades bacterianas. Por otro lado, un estudio comparativo en Cuba reportó que silvopastoriles intensivos con leucaena tenían 1.7 veces más biomasa de macrofauna edáfica que las pasturas nativas (Rodrigues y Gaston 2002). Los investigadores atribuyeron estas diferencias a la presencia de mayor diversidad vegetal, mayor cantidad y mejor calidad de hojarasca y a condiciones microambientales más favorables para la macrofauna en silvopastoriles intensivos.
Provisión de servicios ecosistémicosLos sistemas silvopastoriles intensivos proveen una mayor oferta de servicios ecosistémicos que las pasturas convencionales. Esto se debe principalmente a las mejoras en las características físicas del sistema (microclima, calidad de suelo, ciclaje de nutrientes) y al incremento de servicios ecosistémicos derivados de la biodiversidad.
Conservación y mejoramiento de la calidad del sueloDiversas investigaciones han demostrado que los silvopastoriles intensivos tienen efectos positivos sobre las características físicas, químicas y microbiológicas del suelo (Broom et al 2013; Chará et al 2019a). Estos efectos están relacionados con la mejora en el reciclaje de nutrientes, el incremento en la formación de suelo, la prevención de la erosión y la mejora en las condiciones microclimáticas que aumentan la diversidad de organismos benéficos asociados al suelo (Giraldo et al 2011; Broom et al 2013; Chará et al 2019a).
Gracias a la complejidad estructural y a la diversidad de especies vegetales, en los silvopastoriles intensivos el suelo recibe material vegetal heterogéneo, incluyendo hojas secas, ramas, frutas, resinas y exudados que tienen efectos benéficos en la materia orgánica, los nutrientes y los organismos edáficos (Vallejo et al 2012; Martínez et al 2014). Estos beneficios se ven reflejados en la mejora de parámetros químicos como el pH y la disponibilidad de fósforo, potasio y calcio (Martínez et al 2014). De manera complementaria, el uso de árboles y arbustos fijadores de nitrógeno en los arreglos silvopastoriles incrementa la disponibilidad de nutrientes. Por ejemplo, Sierra et al (2002) observaron que la tasa de mineralización de nitrógeno era 20% mayor en silvopastoriles con matarratón (Gliricidia sepium), que en las pasturas sin árboles adyacentes en las Antillas Francesas. De manera similar, Vallejo et al (2012) reportaron mayores concentraciones de carbono orgánico, nitrógeno total, nitrato y fósforo disponible bajo el dosel de algarrobo (Prosopis juliflora) en silvopastoriles intensivos del Valle del Cauca colombiano y Radrizzani (2011) reportaron mayores concentraciones de carbono orgánico y nitrógeno total en silvopastoriles intensivos de leucaena (L. leucocephala) en Queensland, Australia. Se ha demostrado que estos cambios en la calidad del suelo pueden ser de tal magnitud que algunos arreglos silvopastoriles intensivos, como los sistemas con alta densidad de leucaena inoculados con cepas de Rhizobium, no requieren la aplicación de fertilizantes sintéticos para sostener la producción de forraje a largo plazo (Broom et al 2013).
El establecimiento de silvopastoriles intensivos también produce mejoras medibles en parámetros físicos del suelo. Los árboles y arbustos tienen raíces profundas que permiten la extracción de nutrientes y agua de las capas más profundas del suelo y aportan complejidad estructural (Broom et al 2013). Además, los silvopastoriles intensivos maduros generalmente presentan mejores valores de porosidad, densidad aparente y resistencia a la penetración del suelo que las pasturas convencionales (Vallejo et al 2010). Además, se ha demostrado que los silvopastoriles intensivos reducen significativamente la necesidad de aplicar fertilizantes, debido a que propician un mayor reciclaje de nutrientes (Bacab et al 2013; Broom et al 2013; Chará et al 2019a).
Conservación de los recursos hídricos
Como se mencionó previamente, la adopción de silvopastoriles intensivos mejora la porosidad, densidad aparente y resistencia a la penetración del suelo, parámetros que incrementan la capacidad de retención de agua y reducen la escorrentía, mejorando la capacidad de regulación de las cuencas. La cobertura de árboles y diferentes estratos de vegetación en los silvopastoriles intensivos evita la pérdida de la humedad, ya que reduce la radiación solar directa sobre el suelo (Cuartas et al 2014). Por otro lado, prácticas como el establecimiento de bebederos para el ganado, reducen o evitan la entrada del ganado a los cauces de quebradas, lo que puede causar mejoras significativas en el estado del cauce y la calidad del agua de estos ecosistemas (Cuartas et al 2014).
Almacenamiento de carbono y reducción de emisiones de gases efecto invernadero
La incorporación de árboles en los silvopastoriles intensivos resulta en mayores tasas de secuestro de carbono en la biomasa por encima y por debajo del suelo (Kumar et al 1998; Ibrahim et al 2010; Chará et al 2019a). Se estima que el potencial promedio de secuestro de carbono de los silvopastoriles oscila entre 1.5 y 6.55 Mg ha-1 año-1 (Kumar et al 1998; Ibrahim et al 2010). En sistemas silvopastoriles intensivos en Queensland, Australia Radrizzani y Shelton 2011) reportaron que el potencial de secuestro de carbono sobre el suelo de silvopastoriles de L. leucocephala era de 76 a 267 kg ha-1 año -1 mayor que el potencial de las pasturas convencionales adyacentes.
Los silvopastoriles intensivos también contribuyen disminuir la emisión de gases efecto invernadero por unidad de producto animal (Chará et al 2019a). Esto se debe a mayor eficiencia en la producción (menor edad de primera gestación, menores intervalos entre gestaciones, mayores tasas de ganancia de peso y mayor producción de leche) y el mejoramiento en la composición de la dieta (Chará et al 2019a). Por ejemplo, en silvopastoriles intensivos con L. leucocephala, la dieta de los animales tiene mayor contenido de proteína y energía, y menor contenido de fibras detergentes neutras que la dieta disponible en las pasturas convencionales (Chará et al 2019b). Como resultado, se reduce la formación de metano en el rumen y la cantidad de metano emitido por kilogramo de materia seca consumida (Barahona et al 2014; Chará et al 2019a).
Control biológico de plagas
Las prácticas apropiadas de rotación y la mejora en las condiciones microclimáticas dentro los silvopastoriles intensivos propician la recuperación de las funciones ecológicas de insectos, aves, hormigas y hongos entomopatógenos, lo que refuerza el control biológico de plagas. Por ejemplo, Giraldo et al (2011) encontraron mayor cantidad de escarabajos coprófagos en silvopastoriles intensivos que en las pasturas circundantes, lo cual disminuyó de manera significativa la presencia de moscas hematófagas y sus larvas. De manera similar, el incremento en la abundancia y diversidad de aves y otros organismos insectívoros puede reducir la incidencia de garrapatas (Cuartas et al 2014; Salazar et al 2016). Salazar et al (2016) observaron que bovinos en sistemas silvopastoriles intensivos tenían 56% menos carga de garrapatas Rhipicephalus (Boophilus) microplus que bovinos en sistemas de pastos en monocultivo en el suroccidente colombiano. Los mismos autores encontraron resultados similares en fincas de la meseta de Ibagué (Tolima, Colombia), donde las cargas de R. (B.) microplus fueron significativamente menores en sistemas silvopastoriles intensivos que en praderas de tamo de arroz y pasturas tradicionales (Salazar et al 2015).
Por otro lado, los animales en rotación en silvopastoriles intensivos de Leucaena pueden llegar a tener 40% menos parásitos intestinales que animales en pasturas convencionales, debido a los efectos de los metabolitos secundarios presentes en la Leucaena y a la interrupción de los ciclos de vida de los parásitos a causa de las rotaciones (Cuartas et al 2014).
Patrones emergentes
La complejidad estructural como mecanismo importante de los efectos
Uno de los patrones que emergen a partir de esta síntesis es la tendencia a mayor biodiversidad y oferta de servicios ecosistémicos a medida que se incrementa la complejidad estructural y la diversidad de la vegetación asociada a los diferentes usos de suelo. En general, a pesar de algunas variaciones en la respuesta de grupos taxonómicos específicos, la mayoría de los estudios que evaluaron usos de suelo en un gradiente de complejidad estructural de vegetación (en el que los bosques primarios y secundarios están situados a un extremo del gradiente y los monocultivos de pastos sin árboles en el otro extremo) encontraron que los usos de suelo más complejos tenían mayores índices de biodiversidad y mayor oferta de servicios (Philpott et al 2008; Vallejo et al 2012; Arellano et al 2013; Montoya-Molina et al 2016). Este patrón también es claro en los estudios que evaluaron explícitamente el efecto de la variación en complejidad estructural dentro de un mismo sistema productivo, variables que reflejan mayor complejidad vertical y horizontal (ancho basal de los árboles, cobertura de dosel, volumen de vegetación, etc.) generalmente se correlacionaron positivamente con la riqueza y abundancia de especies animales dentro de los sistemas productivos (Lang et al 2003; Molano et al 2003; Sáenz y Menacho 2005; Colorado Zuluaga y Rodewald 2015; Mcdermott et al 2015). En este sentido, la evidencia aquí recopilada coincide con otras investigaciones que sugieren que la complejidad estructural de la vegetación puede usarse como indicador aproximado del valor de un uso de suelo en términos de conservación de recursos biológicos (Philpott et al 2008; Gardner et al 2009).
A escala de paisaje, al incrementar la cobertura arbórea los arreglos silvopastoriles proveen hábitat de mayor complejidad estructural que los monocultivos. Por ejemplo, una investigación en la cuenca del río La Vieja (Quindío, Colombia), registró que las pasturas con árboles tenían vegetación con mayor densidad de tallos (número de plantas con más de 2.5 cm de diámetro a la altura de pecho), mayor área basal, y estructura vertical más compleja que las pasturas convencionales (Calle y Méndez 2009). Este aumento en la complejidad mejora la calidad de la matriz del paisaje para las especies presentes en los remanentes de bosque (Tarbox et al 2018; Chará et al 2019a). De esta manera, los arreglos silvopastoriles incrementan la conectividad entre parches de bosque, actuando como como piedras de salto (e.g. árboles dispersos en potrero) o corredores (e.g. cercas vivas) para especies que dependen de los árboles para su dispersión (Schroth et al 2004; Harvey et al 2005; Atangana et al 2014). Adicionalmente, la presencia de árboles en los usos de suelo productivos incrementa el área de hábitat disponible para especies generalistas y especies de borde de bosque (Fajardo et al 2008). Adicional a los efectos positivos a escala de paisaje, los sistemas silvopastoriles tienen beneficios locales que también se relacionan con el aumento en la complejidad estructural y composicional de la vegetación. Ejemplos de esto son su actuación como núcleos de regeneración vegetal, su acción como barreras rompeviento y su capacidad de regular condiciones microclimáticas (Fajardo et al 2008; Siqueira et al 2017).
La importancia de las prácticas de manejo a nivel de predio
El segundo patrón emergente está estrechamente relacionado con el primero; la efectividad de los usos de suelo silvopastoriles como elementos de conservación depende en gran medida de las prácticas empleadas para su manejo. Los modelos de manejo, determinados por la frecuencia e intensidad de la poda, los periodos de rotación, el régimen de aplicación de agroquímicos y la distribución espacial de la vegetación leñosa, entre otros factores, afectan directamente la complejidad estructural y composicional de estos sistemas, y por ende tienen gran impacto en su capacidad para albergar biodiversidad y sostener niveles de funcionamiento ecológico. Para citar un ejemplo, varios estudios evidenciaron que el valor de las cercas vivas como corredores de biodiversidad se correlacionaba con el tamaño de la copa de los árboles y la distancia entre árboles (Lang et al 2003; Molano et al 2003), lo cual está determinado por las estrategias de siembra y corte empleadas por los productores. Por esta razón, es importante estudiar con mayor detalle cómo las estrategias de manejo específicas para cada arreglo silvopastoril afectan su efectividad como elementos de conservación. Esta información permitirá ajustar las estrategias de manejo de manera que potencien la provisión servicios ecológicos a largo plazo.
En conjunto las investigaciones consultadas en esta revisión sugieren que los sistemas silvopastoriles pueden considerarse ecosistemas novedosos. El término “ecosistemas novedosos” ha sido empleado para denominar sistemas ecológicos emergentes con ensamblajes de especies que ocurren en combinaciones y abundancias relativas que previamente no se observaban en un bioma determinado (Hobbs et al 2006). En estos sistemas ocurre pérdida y ganancia selectiva de grupos taxonómicos debido a la creación de barreras de dispersión, o cambios en la productividad que alteran la abundancia relativa y la composición de la biota local (Hobbs et al 2006; Gardner et al 2009). En sistemas silvopastoriles este patrón ha sido particularmente documentado en aves, con investigaciones que demuestran que son capaces de albergar ensamblajes de especies únicos, combinando especies asociadas a los bosques con especies de campo abierto y especies migratorias (Schroth et al 2004; Mcadam et al 2007; Fajardo et al 2008; Greenler y Ebersole 2015). Sin embargo, este patrón también sido observado en otros grupos taxonómicos, incluyendo escarabajos coprófagos y microorganismos edáficos (Vallejo et al 2012; Montoya-Molina et al 2016).
Los estudios revisados en esta síntesis también aportan evidencia sobre el irremplazable papel de los parches de bosque para la conservación a nivel de paisaje y a nivel regional. A pesar del creciente reconocimiento de los sistemas silvopastoriles como ecosistemas emergentes capaces de sostener una porción importante de la biodiversidad en paisajes agropecuarios, su valor de conservación está inextricablemente ligado a la disponibilidad de parches de bosque en buen estado de conservación (Schroth et al 2004; Gardner et al 2009; Atangana et al 2014). Los bosques proveen refugio y alimento a especies únicas de plantas y animales (Giraldo et al 2011; Zuluaga et al 2011). Por esta razón, muchos de los beneficios para la biodiversidad que se originan con el establecimiento de los arreglos silvopastoriles previamente descritos dependen de la existencia de bosques que sirvan como fuente de especies en el mosaico paisajístico (Schroth et al 2004; Atangana et al 2014). Así mismo, los parches de bosque incrementan la conectividad en el paisaje, facilitando movimientos migratorios y de dispersión para mamíferos, aves, anfibios y otros organismos (Schroth et al 2004). Por lo tanto, el uso exitoso de los sistemas silvopastoriles como estrategia de conservación depende en gran medida de que se garantice la protección de parches de bosque a nivel de paisaje.
El presente ejercicio de síntesis también permite una mirada global al tipo de estudios que se utilizan para entender los efectos ecológicos de los usos de suelo silvopastoriles y otros sistemas agroforestales. Entre los enfoques utilizados se cuentan los estudios descriptivos a nivel de uso de suelo, los ensayos experimentales, las comparaciones entre diferentes usos de suelo dentro de un mismo paisaje o región, y la recopilación de información anecdótica sobre los cambios percibidos por productores o investigadores. Aunque todos estos enfoques son potencialmente valiosos según los objetivos de investigación, a partir de nuestros resultados concluimos que una de las estrategias más eficaces para valorar la implementación de silvopastoriles en términos de conservación es la comparación cuantitativa de entre arreglos silvopastoriles y otros usos de suelo dentro de la misma unidad de paisaje. En particular, consideramos que las comparaciones entre usos de suelo silvopastoriles, pasturas convencionales y bosques son especialmente útiles para entender la contribución de los sistemas silvopastoriles a la biodiversidad a nivel regional. Las comparaciones con sistemas de ganadería tradicionales permiten determinar si los sistemas silvopastoriles representan mejorías efectivas respecto a los sistemas de producción convencionales de menor complejidad estructural. Por otro lado, las comparaciones con parches de bosque dentro de la misma unidad de paisaje permiten estimar el porcentaje de especies que usualmente se encuentran asociadas a los bosques que son capaces de utilizar los silvopastoriles como hábitat temporal o permanente.
En este mismo orden de ideas, consideramos que es de gran importancia que en los estudios de biodiversidad dichas comparaciones no se limiten a los índices de riqueza de especies, como es el caso de muchos de los artículos incluidos en la presente revisión. Los índices de diversidad biológica deben ser complementados con información sobre la identidad de las especies (i.e. abundancia relativa a nivel específico, el porcentaje de especies únicas y compartidas con otros usos de suelo) y su rol funcional en los ecosistemas (i.e. clasificación de gremios funcionales o gremios tróficos), ya que estos datos son fundamentales para entender el nivel de integridad ecológica que se conserva dentro de los sistemas silvopastoriles.
También proponemos que es sumamente importante caracterizar de manera sistemática los usos de suelo estudiados. En el caso específico de los silvopastoriles, parte del reto para lograr una visión global de su potencial valor como herramientas de conservación es que su definición puede cambiar entre regiones u organizaciones. Por ejemplo, existe amplia variación entre los arreglos que pueden ser clasificados como cercas vivas o franjas de árboles, ya que en diferentes regiones se utilizan diferentes especies de árboles para los arreglos y las prácticas de establecimiento y manejo pueden variar (Schroth et al 2004). Como consecuencia, las respuestas en términos de biodiversidad y servicios ecosistémicos pueden variar ampliamente y dificultar el discernimiento de patrones o tendencias. Para abordar esta dificultad, recomendamos que los estudios partan de la base de una descripción cuantitativa del sistema de estudio.
Los parámetros recomendados para describir los sistemas silvopastoriles en este tipo de investigaciones (Tabla 1) cubren:
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Tabla 1. Parámetros recomendados para la caracterización de sistemas silvopastoriles. |
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Parámetro |
Medida |
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Características del sistema productivo |
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Descripción espacial del sistema |
Densidad de vegetación leñosa y arbustiva |
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Complejidad estructural |
Estructura vertical de la vegetación
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Composición de especies vegetales |
Inventario de especies
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Prácticas de manejo |
Frecuencia e intensidad de poda
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Edad |
Años desde el establecimiento |
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Tamaño del sistema |
Área cubierta por el uso de suelo estudiado |
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Tipo de suelo |
Clasificación del tipo de suelo |
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Condiciones topográficas del terreno |
Pendiente promedio |
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Régimen climático |
Temperatura máxima, mínima y promedio anual |
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Régimen de lluvias |
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Estación y condiciones climáticas al momento del muestreo |
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El presente análisis se realizó en marco del proyecto 18_III_106_COL_A_Estrategias productivas sostenibles. Este proyecto es parte de la Iniciativa Internacional para el Clima (IKI). El Ministerio Federal del Medio Ambiente, Protección de la Naturaleza y Seguridad Nuclear de Alemania (BMU) apoya esta iniciativa basada en una decisión del Bundestag Alemán. Los autores agradecen a Minciencias y el Patrimonio Autónomo Fondo Nacional de Financiamiento para la Ciencia, la Tecnología y la Innovación Francisco José de Caldas por el apoyo brindado a CIPAV.
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