Definición del ámbito, terminología, tipología y finalidad

El término ‘Soluciones basadas en la naturaleza’ (SbN) está presente hace décadas en el lenguaje común de manera más o menos ambigua, lo que no ha cambiado con su definición más popular (Cohen-Shacham et al., 2016): “actions to protect, sustainably manage, and restore natural or modified ecosystems, that address societal challenges effectively and adaptively, simultaneously providing human well-being and biodiversity benefits”.

Los tipos de SbN aquí considerados son: i) ‘restauración ecológica’, absoluta reversión estructural y funcional del ecosistema al estado previo a la perturbación, ii) ‘rehabilitación’ implica elegir un número limitado de atributos, iii) ‘mejora’ de cualquier atributo estructural o funcional del ecosistema si no pretendemos alcanzar condiciones previas a la perturbación, iv) ‘creación’ es construir ecosistemas que no existían antes en determinado lugar, y v) ‘naturalización’ implica que los usos son componentes explícitos del ambiente natural.

Analizar buenas y malas prácticas, como se hace más adelante, requiere introducir el concepto de ‘detentación’ del espacio y recursos de un humedal natural, mejor o peor conservado, por constructores de uno artificial, reemplazándolo y destruyéndolo; también ocurre con canalizaciones, dragados, rectificaciones y encauzamientos disfrazados de ‘limpieza de cauces’ y SbN, que alteran o destruyen los servicios ecosistémicos de autodepuración y amortiguación de crecidas de los ríos, entre otros.

El ámbito de este trabajo es la ‘ingeniería ecológica’ (Mitsch 1993): un enfoque cooperativo con el sistema planetario de soporte de la vida para gestionar y restaurar ecosistemas, apoyado en: 1) un aporte mínimo de energía exógena, comparado con fuentes naturales de energía, 2) profunda raíz ecológica de las tecnologías aplicadas, basadas en cómo funcionan los ecosistemas, minimizando deterioro ambiental y coste de las medidas correctoras, y 3) principios de simbiosis entre especies y reciclado y regeneración de sustancias. Interés particular para mejorar calidad del agua y reducir impacto de las catástrofes naturales tiene el desarrollo en los 1980s de ‘infraestructuras verdes’: mejores prácticas disponibles con objetivos holísticos de gestionar aguas pluviales, reducir caudales de escorrentía, prevenir erosión y recargar acuíferos, así llamadas por oposición a tanques de tormentas convencionales de hormigón (infraestructuras grises). Integrar mejora de la calidad del agua y reducción del impacto de catástrofes naturales guía este trabajo, porque distintinguir entre funciones ecosistémicas es más operativo (diagnóstico, análisis) que real (estado ecológico, ejecución de actuaciones de SbN).

Necesidad de un enfoque holístico en la mejora de servicios de regulación

Mejorar funciones y servicios ecosistémicos es tarea expresa de las SbN (Cohen-Shacham et al. 2016), tras evaluar efectos de cambios ecosistémicos en el bienestar humano y adoptar actuaciones con base científica para mejorar conservación y uso sostenible, y su contribución al bienestar humano (Borja et al. 2012).

Las funciones ecosistémicas consideradas corresponden a servicios de regulación de calidad del agua, perturbaciones naturales, clima, cantidad de agua, desertificación, y el control biológico (Tabla 1), que están empeorando en los cuatro biomas más importantes para la sociedad española (insular, costero, ríos y humedales), comparados con los restantes 10 biomas que los desempeñan en España, excepto el urbano (menos importante al respecto). Es cierto que estos servicios no cotizan en bolsa, ni se cuantifican bien sus equivalentes económicos y capital, pero la economía global colapsaría sin ellos, así que su valor económico es infinito. Por ejemplo, la Tabla 2 presenta datos de tasa de cambio del valor económico que corresponde a cambios en servicios prestados por humedales y llanuras de inundación. Muy significativa, en un país mediterráneo como España, donde las sequías son fenómenos naturales frecuentes, es la recarga de agua subterránea como servicio más valioso de humedales y llanuras de inundación, aunque poco estudiado. Casi tan valiosa es la regulación climática por vegas y tablas, seguida de la amortiguación de inundaciones por lagunas. Esto último parece sorprendente, pero el modelado hidrológico de cuencas con pequeños humedales territorialmente dispersos muestra que son capaces de reducir un 10- 23 % de picos de inundaciones (humedales algo profundos), o un 5-9 %, (humedales someros) (U.S.A.C.E. 1994).

Es muy relevante que la suma del ‘valor marginal’ de los servicios de recarga de agua subterránea y amortiguación de avenidas solamente de los humedales manchegos, por ejemplo, suponía 55,8 millones de euros en 1997, que equivalía al 8.5 % del presupuesto del estatal para regular las aguas en toda España (Florín 2001). Igualmente, la amortiguación de inundaciones por humedales de la Mancha Húmeda (13,5 millones de euros) hubiera ahorrado el 6.4 % de las pérdidas económicas por inundaciones en España (Florín 2001).

Casi la mitad de su valor marginal de reciclaje de nutrientes y reducción de contaminación difusa y puntual de aguas superficiales y subterráneas (3,5 millones de euros/ año) corresponde a tablas y vegas en trance de desaparición (Florín 2001). Restaurar humedales estratégicamente situados que sumen apenas el 1 % de la superficie de la cuenca reduciría potencialmente el 50 % de la contaminación por nitratos y herbicidas (Robinson 1995).

Los problemas son otros; no se prevé alcanzar los objetivos de buen estado ecológico de la Directiva Marco del Agua en la UE en general, a pesar de las grandes inversiones públicas y privadas en el sector del agua. España lleva años en cabeza del ranking de número de expedientes abiertos por la CE por incumplir leyes ambientales (la mayor parte con respecto al alcance de este trabajo).

Solo en el ámbito de restauración de humedales, entre 1991 y 2017 se ejecutaron 74 proyectos en casi todas las CC.AA., por importe superior a 90 millones de euros, abarcando casi 18 000 has. Muchas iniciativas, bienintencionadas pero fracasadas, quedan en evidencia porque su mercadotecnia presenta como ‘éxito’ excavaciones, islas artificiales, canales, represas, infraestructuras más propias de zonas alpinas, vallados, aguas eutrofizadas, sobrepoblación de algunos organismos, epidemias y pérdida de biodiversidad (Casado et al. 1992, Florín y Montes 1999).

Revisar el ‘museo de los horrores’ de malas prácticas de SbN del ámbito de este trabajo sería instructivo, pero ajeno a su alcance, por lo que abordaremos las buenas prácticas correspondientes y analizaremos casos de estudio representativos.

Para empezar, incluso con la mejor información posible, medios adecuados y excelentes equipos técnicos, no siempre puede predecirse exactamente el progreso de proyectos de SbN; no conviene confiar en ‘gurús’ ni recetas mágicas.

El reto social que suponen las SbN exige asumir que su éxito no depende sólo de su nivel científico-técnico, sino también de su capacidad crítica y analítica, debiendo innovar en gestión proyectual y tomar decisiones en contextos socioculturales determinados (Foto 1) mediante ‘análisis de controversias sociotecnológicas’, aunque inculcar esta cultura profesional en especialistas del ámbito se reduce en España a un único centro, hasta ahora (González y Florín 2017).

Además, calidad y cantidad del agua, tanto por exceso como por defecto, plantean problemas crecientemente complejos e insolubles mediante tecnología (Mitsch 1993), que a menudo rehabilita funciones ecosistémicas específicas, pero sólo para descubrir que la solución planteada genera problemas iguales o peores (Foto 2).

No confiar solo en la tecnología excluye abandonarnos al azar en mejora de calidad del agua y reducción de impacto de catástrofes naturales. La prueba de fuego de las SbN es la ingeniería ecológica. Lo mejor para entender un sistema (coches, relojes o ecosistemas), es intentar reconstruirlos, repararlos y ajustarlos hasta que funcionen. No se trata de ensayo y error, sino de aplicar el método científico, combinando tres enfoques previos a diseñar SbN: i) modelización ecológica cuantitativa (Sánchez et al. 2019), dinámica en el tiempo, modulable en el paisaje (aguas arriba-aguas abajo, llanura de inundación-ribera-zona inundada, etc.), entre compartimentos (agua superficial-medio hiporreico-agua subterránea, plantas vivas-materia orgánica muerta-sustancias disueltas y en suspensión, etc.), y a través de niveles de organización y redes tróficas (nitrato-fosfato, descomponedores-productores primarios-herbívoros-predadores, etc.), ii) experimentos de laboratorio, microcosmos y mesocosmos (Foto 3), y iii) seguimiento de campo previo, durante y después de la SbN (Sánchez et al. 2016), que debe diseñarse como un estudio científico para recopilar información y comprender cómo funcionan los ecosistemas, de cara a mejorar el conocimiento y contrastar hipótesis, además de encuadrarse de manera estricta dentro de una gestión adaptativa. Tendrá doble valor cuando es urgente actuar y/o no existen suficientes datos.

Menos aplicando principios científicos, diseñar SbN es muy distinto de la ingeniería hidráulica o ambiental (Mitsch 1993). Las soluciones de ingeniería ambiental, por ejemplo, a la contaminación del agua, implican operaciones de empleo intensivo de energía y recursos, como decantadores, desodorizantes, filtros o precipitadores químicos, entre otros. Por su parte, la ingeniería hidráulica afronta problemas de inundaciones o sequías con movimientos de tierras, excavaciones, hormigonado o escollera, rectificación de cauces, dragado, canalización, construcción de azudes y presas, trasvases, bombeos, etc. Sin embargo, las SbN sólo comparten con ellas diseño o gestión de los mismos problemas usando enfoques cuantitativos y apoyándose en ciencia básica; son “tecnologías” cuya principal herramienta son ecosistemas que se autodiseñan, y sus componentes son todas las especies de organismos autóctonas del entorno.

La capacidad de autodiseño de los ecosistemas requiere que una SbN facilite la sucesión ecológica en respuesta a cambios ambientales (unas especies sustituyen a otras, las redes tróficas se reorganizan, cada población se autorregula) y que, en definitiva, emerja un nuevo sistema, bien aclimatado al ambiente sobreimpuesto (Mitsch 1993). Nuestra contribución al diseño del ecosistema es proporcionar opciones iniciales de especies que deben estar presentes, así como condiciones físicas de partida (régimen de fluctuaciones del caudal, nivel y tasa de renovación del agua, morfometría, tipo de sustrato, etc.), deducidas de modelización, experimentación y seguimiento; la naturaleza hará el resto.

Una vez diseñada y construida o puesta en marcha una SbN, el ecosistema debe mantenerse indefinidamente autoorganizándose, con poca manipulación antrópica (Mitsch 1993). Deberán primar la energía solar captada por las plantas y productos de esta, o la del ciclo hidrológico, siempre por encima de la cantidad de energía exógena de una solución ingenieril convencional al mismo problema (Foto 4).

Si el ecosistema no se mantiene a sí mismo con los parámetros iniciales de diseño, no significa que el ecosistema haya fracasado, sino que hemos facilitado la interfase adecuada entre ecosistema y entorno, o que el diseño de partida no permite procesos naturales clave (sucesión ecológica, competencia, etc.) (Mitsch 1993).

Ignorarlo en proyectos de SbN equivale a partir con varios hándicaps (Foto 5), ya que el régimen mediterráneo de temperaturas es subóptimo incluso en estaciones desfavorables, la desecación estival es una aliada en reciclaje y mineralización de nutrientes, y la ubicación de la Península Ibérica en una encrucijada biogeográfica proporciona gran diversidad de grupos funcionales adaptados al clima. No existe nada semejante al “pecado original” hidrológico o climático de la naturaleza mediterránea que lamentaban pesados mamotretos en papel donde antaño se registraba incendios y aforos de caudales (Foto 6).

Para terminar, junto a la variabilidad climática es necesario que las SbN tengan suficiente resolución espacial para recoger la heterogeneidad ecosistémica. Con ese propósito disponemos nada menos que de las herramientas de las ‘condiciones de referencia’ y las ‘masas de agua de referencia’ de la Directiva Marco del Agua de la UE, inspiradas en la ‘evaluación funcional’ de humedales, vegas y llanuras de inundación (Maltby 2009).

Referencias

Borja, C.; Camacho, A., Florín, M. 2012. Lagos y humedales en la evaluación de los ecosistemas del milenio en España. Ambienta 98:82-90.

Maltby, E. (ed). 2009. Functional Assessment of Wetlands. Towards Evaluation of Ecosystem Services. CRC Press.

Casado, S.; Florín, M.; Montes, C. 1992. La falsa restauración de humedales. Quercus 77:16-18.

Cohen-Shacham, E.; Walters, G.; Janzen, C. y Maginnis, S. (eds). 2016. Nature-based solutions to address global societal challenges, IUCN.

Florín, M.; Montes, C. 1999. Functional analysis and restoration of Mediterranean lagunas in the Mancha Húmeda Biosphere Reserve (Central Spain). Aquatic Conservation. Marine and Freshwater Sciences 9(1):97-10

Florín, M. 2001. La Mancha Húmeda: Valores ecológicos y problemática conservacionista, pp. 55-79 en García, E. (ed.) Ecología y conservación de la Mancha Húmeda. Instituto Provincial de Investigaciones y Estudios Toledanos.

González, A.; Florín, M. 2017. Análisis de las controversias sociotecnológicas en la enseñanza de la ingeniería: puentes de articulación entre tecnología y sociedad, pp. 179-180 en: Sanz, A.M.; Pérez, C.; López, M. (eds.) Experiencias de Innovación Docente en Enseñanza Superior de Castilla-La Mancha. Servicio de Publicaciones, Universidad de Castilla-La Mancha.

Maestu, J. (org.) 2019. Informe de la jornada ‘Soluciones Basadas en la Naturaleza para la gestión del agua en España. Retos y oportunidades’. Ministerio para la Transición Ecológica.

Mitsch, W.J. 1993. Ecological engineering: a cooperative role with the planetary life-support system. Environmental Sciences and Technology 27(3):438-445.

Robinson, A. 1995. Small and seasonal does not mean insignificant: Why it's worth standing up or tiny and temporary wetlands. Journal of Soil and Water Conservation 50(6):586-590.

Sánchez, D.; Aragonés, D.G.; Florín, M. 2019. Effects of flooding regime and meteorological variability on the removal efficiency of treatment wetlands under a Mediterranean climate. Science of the Total Environment 668:577-591.

Sánchez, D.; Sánchez, G.; Florín, M. 2016. Changes in water quality of treated sewage effluents by their receiving environments in Tablas de Daimiel National Park, Spain. Environmental Science and Pollution Research 23(7):6082-6090.

Schueler, T. 1987. Controlling Urban Runoff: A Practical Manual for Planning and Designing Urban BMPs. Metropolitan Washington Council of Governments, Washington D.C.

U.S.A.C.E. 1994. Sharing the challenge: floodplain management into the 21st century. Report of the Interagency Floodplain Management Review Committee to the Administration Floodplain Management Task Force.Florín