Hidrología de Plantaciones forestales en los trópicos

5
HIDROLOGIA DE LAS PLANTACIONES FORESTALES EN LOS
TROPICOS
Por: L. A Sampurno Bruijnzeel
TRADUCCIÓN REALIZADA POR:
Grupo de Hidrología (R-1010), CARRERA DE INGENIERIA
FORESTAL. Semestre 01, 2001-06- 02 Y
Gonzaga
Giraldo
López.
Profesor:
DEPARTAMENTO
DE
Luis
CIENCIAS
FORESTALES. UNIVERSIDAD NACIONAL DE COLOMBIA. SEDE
MEDELLIN.
Tomado del libro: MANAGEMENT OF SOIL, NUTRIENTS AND WATER
IN TROPICAL PLANTATION FORESTS.
Editors: E. K. Sadanandan
Nambiar and Alan G. Brown. CSIRO Canberra Australia. 1997. 571p.
Resumen:
El estado de desarrollo de las plantaciones, y su manejo, ejercen una
influencia fuerte sobre las características hidrológicas. Los cambios más
grandes sobre el rendimiento hídrico de la cuenca, la respuesta a la
escorrentía y la producción de sedimentos asociados con las plantaciones
usualmente ocurren cuando el bosque natural es convertido a plantación.
Los efectos sobre las tasas del flujo pico y
sedimentos transportados
normalmente se estabilizan a los dos años de establecimiento a niveles
ligeramente por encima de los originales.
Comparativamente poco se
conoce sobre el consumo del agua por las especies forestales que se
plantan con más frecuencia. Como resultado de esto, son posibles a esta
etapa
predicciones poco confiables sobre los eventuales efectos de las
plantaciones en la magnitud y el rendimiento hídrico anual y estacional .
Sin embargo, existe evidencia de que la plantación de árboles de rápido
crecimiento en áreas de potreros disminuirá el flujo superficial después de
que el dosel de copas se cierre, particularmente en la estación seca. Se
discuten los efectos hidrológicos de las prácticas de manejo del bosque y la
no utilización de modelos hidrológicos en las cuencas para predecir tales
efectos.
Se concluye que, a pesar de que se conoce relativamente poco hasta el
presente sobre la hidrología de las plantaciones tropicales en relación con la
interacción entre el clima, los suelos, y las especies de árboles, se han
establecido las metodologías para llenar tales vacíos del conocimiento.
El entendimiento de la hidrología de las plantaciones es importante por
varias razones – las plantaciones se sitúan frecuentemente en cuencas que
abastecen agua para diferentes usos del suelo o consumo urbano, y por
tanto la calidad y la cantidad del rendimiento hídrico se vuelve crítico; la
combinación común de topografía pendiente y precipitación moderada o alta
en los sitios de plantación conducen a erosión potencial y /o a dificultades
operacionales, y no siempre son las relaciones del agua en el sitio de la
plantación las que tiene una profunda influencia en la selección de las
especies, también la nutrición y el crecimiento.
Mientras que en muchas partes de los trópicos húmedos
se ha talado
indiscriminadamente el bosque natural, esto ha llevado a una degradación
de los suelos muy seria, a una alteración de los regímenes del escurrimiento
superficial,
y la reforestación no siempre ha logrado recuperar las
condiciones hidrológicas originales (Hamilton y King, 1983).
Los flujos se
mejoran después de la reforestación ( Hardjono,1980) pero en otros casos
la plantación de especies de rápido crecimiento en areas con pastos y
rastrojos ha traído un decrecimiento considerable en el rendimiento hídrico
en la estación seca (Mathur y Sajwan,1978;Smith y Scott,1992;Waterloo,
1994).
También se ha expresado lo concerniente a la pérdida potencial de la
fertilidad del suelo por la rotación continua de plantaciones en el mismo
sitio(Hase y Folster,1983;Russel,1983;Bruijnzeel y Wiersum,1985). Se ha
establecido muy bien una interacción estrecha entre el ciclo hidrológico del
bosque y el ciclo de entrada y salida de nutrientes y esto se puede evaluar
mejor seleccionando cuencas como la unidad fundamental ( Bormann and
Likens,1967).
Además,
pequeñas
cuencas
pueden
suministrar
una
herramienta adecuada para el estudio de pérdida de solutos asociados con
la destrucción del bosque y su tala (Likens, et al. 1977).
Este capitulo ayuda a:
i)
Suministra
las bases hidrológicas para la cuantificación del
balance de nutrientes en varias etapas del ciclo de vida de las
plantaciones.
ii)
Reconcilia evidencias de conflictos sobre las influencias de las
plantaciones sobre el rendimiento hídrico.
iii)
Examina los impactos hidrológicos de diferentes opciones de
manejo de las plantaciones.
La discusión que se plantea
es
desde el punto de vista de los principios generales de la
hidrología.
Se comienza con una discusión principal del ciclo hidrológico forestal,
seguido por el análisis de los impactos hidrológicos respectivos (cambios en
el rendimiento hídrico, capacidad de infiltración, flujo pico, producción de
sedimentos) de los métodos diferentes de aclareo del bosque y preparación
del sitio. Luego se discuten los cambios en las características hidrológicas (
interceptación, consumo de agua) asociados con el desarrollo y maduración
de la plantación. Esta discusión se ilustra generalmente con datos de los
trópicos, pero cuando se carece de tal información se recurre a datos de las
regiones templadas. Posteriormente se han considerado
los impactos
hidrológicos de varias actividades de manejo forestal y su medición para
minimizar
cualquier
consecuencia
adversa
durante
la
fase
de
establecimiento y cosecha. Finalmente, después de identificar los vacíos
más relevantes en el conocimiento, se propone construir una red de sitios
en los cuales se concentre la investigación con las especies más
importantes utilizadas en plantaciones forestales tropicales.
EL CICLO HIDROLÓGICO FORESTAL
Las principales características del ciclo hidrológico forestal están ilustradas
en la figura 5.1. La lluvia es la principal entrada a los bosques húmedos
tropicales. Una pequeña parte de la lluvia llega hasta el suelo del bosque
como precipitación interna
y
escurrimiento por los tallos.
Una porción
sustancial es interceptada por el dosel del bosque, la cual se evapora
posteriormente hacia la atmósfera durante e inmediatamente después de la
precipitación; el resto alcanza la superficie del suelo como goteo de la copa.
Debido a que la precipitación interna y el goteo de la copa no se pueden
determinar directamente en el campo, las dos se toman usualmente como
una sola variable y se denominan precipitación interna.
Figura 5.1. El ciclo hidrológico del bosque en las laderas de las colinas (modificado
de Douglas 1977)
Si la intensidad del total de la precipitación interna y el escurrimiento por el
tallo, llegan al piso del bosque y exceden la capacidad de infiltración del
suelo, el exceso de agua que no es absorbida por el suelo es escorrentía
directa como escurrimiento Hortoniano (HOF). Debido a que generalmente
la capa de suelo orgánica tiene gran capacidad de absorción en la mayoría
de los bosques tropicales naturales, el volumen de la lluvia interna y el
escurrimiento por los tallos se infiltrara en el suelo y este tipo de flujo ocurre
con relativa frecuencia. La mayoría del agua infiltrada es absorbida por la
vegetación y retorna a la atmósfera por procesos de transpiración (Et). El
termino evapotranspiracion (ET) se usa para denominar la suma de la
transpiración (evaporación de un dosel seco) y perdida por interceptación
(Ei, evaporación de la superficie expuesta de un dosel húmedo).
La
evaporación de la hojarasca y la superficie del suelo (Es) en bosques
húmedos tropicales es usualmente despreciable. Es importante hacer la
distinción entre transpiración (Et) y evaporación del dosel húmedo (Ei),
porque el primero es gobernado en gran parte por el control estomático y el
ultimo principalmente por las propiedades aerodinámicas de la vegetación
(Jarvis y Stewart 1979; Capítulo 6).
La humedad que permanece en el suelo drena hacia la red hídrica por flujo
subsuperficial.
impermeable
El agua que percola dentro del suelo hasta una capa
del
material
parental
drena
como
flujo
lateral
(flujo
subsuperficial) (Figura 5.1). Tal cantidad de agua drena lenta y
continuamente, siendo contabilizada para el flujo base de las corrientes.
(Ward y Robinson 1990). En climas estaciónales el flujo base alcanza un
mínimo en la estación seca y este se denomina como “flujo de la estación
seca”.
Durante un aguacero el agua que se infiltra puede tomar diferentes rutas
hacia el canal de drenaje, dependiendo de la conductividad hidráulica del
suelo, de la pendiente y de la distribución espacial de la humedad del suelo
(Dunne, 1978). El flujo superficial de saturación (SOF) es causado por una
lluvia que cae sobre un suelo ya saturado. Esto ocurre típicamente en la
parte inferior de las pendientes de colinas o cerca a una banca de la
corriente, en las cuales el suelo se satura desde abajo por el flujo
subsuperficial y así mantiene condiciones cercanas a la saturación.
Adicionalmente, SOF puede ser observado durante y después de un
aguacero intenso hasta encontrarse una capa impermeable cercana a la
superficie (Bonell y Gilmour, 1978).
El flujo subsuperficial de saturación
(SSSF) frecuentemente representa una mezcla de aguas antiguas (el agua
que existe antes de empezar la lluvia) y agua nueva que viaja rápidamente a
través de “macroporos y conductos de flujos preferenciales” (Bonell y Balek,
1993). Como un resultado de contribuciones de SOF, SSSF y en casos
extremos de HOF, el caudal se incrementa rápidamente durante el
aguacero. Este incremento por encima de los niveles de flujo base se llama
frecuentemente creciente o flujo de avenidas.
La descarga máxima se
denomina comúnmente ”flujo al pico” y se puede alcanzar durante el mismo
aguacero o pocos días después dependiendo de las características de la
cuenca y de la humedad, como también de la duración, intensidad y cantidad
de la lluvia (Figura 5.2; Dunne, 1978). El volumen total de agua producida
como caudal de la cuenca, en un periodo de tiempo dado (usualmente un
mes, estación o año) se denomina “rendimiento hídrico” y se expresa en
m3/seg/Km2 o L/seg/ha.
Los componentes principales del ciclo en una cuenca hidrológica son
ilustrados por la ecuación del balance hídrico (Ward y Robinson, 1990):
P = ET + Q + ∆S + ∆G
(1)
donde
P = precipitación
ET = evapotranspiracion
Q = caudal
∆S = cambio en el almacenamiento de agua en el suelo
∆G = cambio en almacenamiento de aguas subterránea (freática)
Con todos los valores expresados en mm de agua por unidad de tiempo (día,
semana, mes o año).
Ademas:
ET = Ei + Et + Es
(2)
y
Ei = P – (Tf + Sf)
(3)
donde
Ei = evaporación del agua interceptada por el dosel
Tf = precipitación interna
Sf = escurrimiento por el tallo
Las descripciones cuantitativas detalladas del ciclo hidrológico del bosque
lluvioso tropical se han dado por Bruijnzeel (1990) y Bonell y Balek (1993).
Figura 5.2 Respuesta de la cuenca a las lluvias (modificado de Calver et al. 1972)
HIDROLOGÍA DE PLANTACIONES FORESTALES
El establecimiento de una plantación impone un número de prácticas las
cuales afectan las propiedades hidrológicas del suelo, la respuesta
hidrológica de la cuenca y el crecimiento de los árboles. Generalmente, la
perturbación del suelo será mayor cuando las plantaciones se establecen en
tierras de bosques naturales, que cuando se establecen en tierras de
sabana.
En
el
caso
anterior
equipos
y
maquinaria
pesada
son
frecuentemente usados para cosechar troncos de grandes árboles y para la
preparación del sitio, incluyendo la acumulación de deshechos de la
extracción de madera; mientras que en las sabanas son suficientes las
quemas y una preparación menos intensiva del suelo.
En vista de las similitudes entre bosques naturales y plantaciones maduras,
se puede argumentar que los grandes cambios de la hidrología asociadas
con la conversión de una a otra se pueden esperar durante los primeros 1 a
3 años después de aclarear el bosque y replantar, esto es en la fase de
establecimiento. Los primeros 6 a 12 meses de esta fase son
particularmente críticos, pues la mayor parte de la superficie del suelo va a
estar expuesta. Los niveles de descarga y erosión extrema tienden a
regresar a los valores previos a la perturbación, en los dos años siguientes,
debido al establecimiento de un sotobosque vigoroso. De todas formas la
cantidad de percolación de agua a través del suelo (y también la cantidad de
nutrientes lixiviados) permanecerá por encima del nivel original durante este
período (cf. Malmer y Grip 1994). Subsecuentemente, a través de “la etapa
de desarrollo y maduración”, se presentará un retorno gradual a las
condiciones previas a la conversión. Los cambios hidrológicos durante el
establecimiento y las fases de maduración se discutirán separadamente más
adelante. Cuando se desarrolla una plantación en sabanas los cambios
iniciales de la hidrología, serán más pequeños que aquellos vistos cuando se
empieza en un
sitio que ya poseía bosque, mientras que el máximo
contraste ocurrirá después de alcanzar la etapa de madurez (Smith y Scott
1992).
LA FASE DE ESTABLECIMIENTO
Efecto de los aclareos o talas en las propiedades físicas del suelo
Cuando la maquinaria pesada entra en un bosque no disturbado, la capa
protectora de hojarasca será destruida. La densidad aparente del suelo
superior aumentará por la compactación, particularmente en el caso de
suelos húmedos y arcillosos, y la retención de agua y la capacidad de flujo
del suelo se reducirán (ver Capítulo 4 para una descripción general).
Couper et al. (1981) compararon varios métodos de aclareo o tala de un
bosque en un Alfisol en Nigeria en términos de uso de horas-hombre y en
gasto de energía. Lal (1981) reporta en la superficie asociada de escorrentía
y tasas de erosión para agricultura (sin-labranza) durante el primer año
después del aclareo. Mientras que la tala manual fue más baja y la más
“cara”, la erosión del suelo fue inferior a 0.4 ton ha-1 año-1, comparada con 4
ton ha-1 año-1 después de aclarear con un tractor reptil con una hoja
cortadora, y 15 ton ha-1 año-1 después de talar con un tractor reptil con un
rastrillo extractor de raíces de árboles. Los valores de escorrentía superficial
fueron 1%, 6.5% y 12% de la lluvia incidente respectivamente. Más detalles
se dan en las tablas 4.4 y 4.5 del Capítulo 4.
Similarmente, Dias y Nortcliff (1985b) reportaron un cambio despreciable en
las propiedades físicas de la superficie del suelo después de la tala y quema
tradicional en un bosque en un Oxisol arcilloso de la Amazonía. De todas
formas se presenta un deterioro considerable después de los aclareos con
buldozer, por una parte debido a la compactación y por otra debido a la
remoción de la hojarasca y el suelo superficial, exponiendo el subsuelo a
condiciones poco favorables (Cf. Gillman et al 1985; Malmer y Grip 1990).
Dias y Nortcliff (1985 a)
y Kamaruzaman Jusoff (1991), respectivamente,
reportan en Oxisoles y Ultisoles arcillosos una estrecha relación entre el
número de pasadas del tractor y el deterioro que resulta de la compactación.
En ambos casos, el deterioro del suelo se incrementa con la humedad del
suelo. Maquinaria rotatoria tiene considerablemente más impacto que los
vehículos de tracción (Fig. 5.3), particularmente después de pasar las
ruedas. Los efectos usualmente se extienden a 15-20 cm de profundidad y
en el caso de las vías de extracción de trozas, se muestran leves mejorías
aún después de muchos años de desuso (Hendrison 1990; Van der Plas y
Bruijnzeel 1993).
A causa de la estructura suelta, los suelos arenosos responden en forma
diferente a la disturbación. El aclareo mecánico de los bosques en los
Podosoles en el Este de Malasia no produjeron en el suelo superficial un
incremento de la densidad aparente a pesar de que la tasa de infiltración
final se redujera considerablemente (de 48.7 hasta 1.3 mm hr.-1; Malmer y
Grip, 1990). De todas formas, con excepción de las partes bajas del valle, la
saturación raramente ocurrió en suelos arenosos. Es importante, por
consiguiente examinar los efectos de la disturbación del suelo en un rango
de condiciones de humedad, como los representados por la retención de
agua en el suelo y las curvas de conductividad hidráulica no saturada. Jetten
(1994) compara tales curvas para dos tipos de suelos arenosos en la
Guyana, antes y después de la disturbación con equipos dotados con cables
de extracción. De todas formas los suelos arenosos fueron los más
afectados por los pasos repetidos de la maquinaria. Las curvas de retención
se volvieron más graduales, y los valores de succión para un contenido dado
de humedad se incrementaron como resultado en el cambio de la
distribución de los poros hacia poros finos. Las conductividades hidráulicas
no saturadas decrecen, de acuerdo con los niveles de humedad final del
rango de succión. La explicación puede estar en la compactación del
paquete original de arena pero posiblemente también en la mezcla de
materia orgánica fina con partículas minerales del suelo. El efecto fue menos
pronunciado para suelos de arenas pardo-arcillosas, pero aquí los cambios
ocurrieron a través de todo el rango de humedad (Jetten 1994). De todas
formas los métodos manuales de aclareo causan menos daño en la
superficie del suelo que los que hacen los equipos mecánicos, entonces no
va a haber ningún chance para seleccionar medios mecánicos.
Figura 5.3. El impacto de las orugas y vehículos de tracción en la conductividad
hidraúlica como una función del número de pasadas del vehículo y la
humedad del suelo, para un Ultisol en la Malaysia Peninsular (adaptado de
Kamaruzaman Jusoff 1991)
Efectos de los aclareos sobre el rendimiento hídrico de la cuenca
La remoción de la cobertura vegetal para establecer una nueva plantación
reducirá la evapotranspiración temporalmente y por tanto se incrementará el
rendimiento hídrico de la cuenca. Bosch y Hewlett (1982) demostraron esto
para unos cien casos alrededor del mundo, incluyendo algunos ejemplos en
los trópicos. Los datos más recientes confirman que el incremento inicial del
rendimiento hídrico es proporcional a la cantidad de biomasa removida
(Bruijnzeel 1996a).
Los incrementos reportados en el flujo durante los primeros tres años va de
125 a 820 mm por año, con un valor medio de cerca de 600 mm por año
(Bruijnzeel 1990-1996). Mientras que hay una tendencia débil para que
incrementos grandes ocurran en áreas de precipitación alta, pero la
dispersión en los datos es grande (figura 5.4). Existen indicadores
significativos de que la destrucción tan severa del suelo es tan importante
como la precipitación después del aclareo (figura 5.4).
Malmer (1992) compara los cambios en el rendimiento hídrico en los
primeros 2.9 años de una plantación de Acacia mangium, después de cortar
el bosque lluvioso en Sabah, Malaysia del Este, el cual había sido
aprovechado selectivamente cerca de 6 años antes del estudio. Los
diferentes tratamientos fueron:
1. Corte manual de madera seguida de plantación manual en líneas
entre los desechos de troncos que fueron dejados para la
descomposición.
2. Corta manual y extracción de madera con tractores “Crawler” seguido
por la quema de los desechos de los árboles (sin la influencia del
viento) y plantación.
Mientras que el incremento en la escorrentía era más bajo durante los años
secos para ambos tratamientos (figura 5.4) los incrementos medios fueron
muy bajos para la extracción manual sin quema, más que para la cosecha
mecánica seguida de quema (viz.445 vs. 1190 mm; Malmer 1992).
En el mismo experimento la vegetación secundaria de una cuenca
adyacente fue afectada por un incendio forestal intenso, más o menos cinco
años antes, fue quemado de nuevo experimentalmente antes de sembrar
Acacia mangium. El incremento en el flujo de la corriente a través de los
mismos 2.9 años fue de 1010mm (Malmer 1992). A pesar de que estas
figuras ilustran el potencial de incremento de nutrientes perdidos, vía
lixiviación después del aclareo bajo condiciones húmedas tropicales,
particularmente donde esto se hace en conjunto con quemas (cf. Brujinzeel
1996b, Capítulo 10), es imposible separar los efectos del aclareo mecánico y
quema en este experimento en particular (ver Brujinzeel 1995 para detalles).
Figura 5.4. Incremento en el rendimiento hídrico después de aclarear un bosque
tropical vs. sus correspondientes cantidades de lluvia (modificado de
Bruijnzeel 1995). Los resultados para 3 cuencas adyacentes en Malaysia del
este (W1, W4 y W5), en los dos años siguientes al aclareo en dos formas
diferentes, son identificados así: Cuenca W1, aclareo no mecanizado seguido
por quema de desperdicios= ★; Cuenca W4, extracción manual de troncos,
sin quema= Ο; Cuenca W5, cosecha mecanizada, seguida por quema de
desperdicios= ■ (Malmer 1992). Observaciones de otros estudios= ●
Efectos del aclareo en el volumen de crecida y caudal pico
La magnitud de los diferentes componentes del flujo que contribuyen al flujo
de crecida pueden variar entre cuencas como resultado de diferencias en
topografía, suelos(notable conductividad hidráulica) y características de la
precipitación. (Dunne 1978; Pearce et al. 1982).
El efecto del factor del suelo se ilustra por los resultados obtenidos en 10
pequeñas (menos de 1.5 ha) cuencas de bosque lluvioso (precipitación
anual 3500 mm, sin una clara estación seca) en tierras bajas perhúmedas de
la Guayana francesa, todas cercanas entre sí. (fig. 5.5). La escorrentía de la
tormenta variaba entre el 7.3% de la precipitación (cuenca h) y 34.4%
(cuenca c) dependiendo del tipo de suelo. La proximidad del nivel freático a
la superficie del suelo en el fondo del valle en la estación lluviosa, gobernaba
la respuesta de la cuenca y en mayor proporción, por el buen drenaje de los
suelos, la respuesta a la escorrentía fue más pequeña (Fritsch 1992).
Normalmente, los picos del flujo de crecida que son producidos por los flujos
superficiales tienden a ser mas pronunciados que aquellos generados por
los flujos subsuperficiales, los cuales se desplazan mas lentamente (fig. 5.2).
Un cambio de patrón de crecida dominado por flujo subsuperficial lento en
bosques, con respecto a uno que es gobernado por HOF después del
aclareo puede producir incrementos substanciales en los flujos pico. Sin
embargo en cuenca donde el flujo superficial es todavía prevaleciente bajo
condiciones naturales, la respuesta hidrológica a la precipitación (pero no a
la erosión del suelo) se cambia fuertemente después de la remoción del
bosque (Gilmour 1977). Tal situación puede ocurrir donde una capa
endurecida poco profunda se extienda a través de la pendiente SOF (Bonell
y Gilmour 1978), o por surcos (Elsenbeer y Cassel 1990). Todos estos
puntos son necesarios para una apropiada medición pedo-hidrológica
(además de suelos estándar) para estimar el impacto hidrológico de las
prácticas y manejo del bosque.
Operaciones de conversión cuidadosamente planeadas y conducidas
pueden llegar a conservar el área del suelo compacto y por esto el
incremento en la frecuencia y magnitud del HOF, para un mínimo,
particularmente en ausencia de quemas (Hsia 1987; Malmer 1993). Sin
embargo, aún con una mínima disturbación del suelo, volúmenes de caudal
y tasas de caudal pico pueden incrementarse después de la remoción del
bosque. Esto se debe a que la reducción de la ET hará que los suelos sean
más húmedos, lo cual a su vez los hará menos capaces de acomodar la
precipitación adicional.
Adicionalmente ésta humedad extra mantendrá una extensa faja de
saturación a través de la corriente, el cual producirá un gran volumen de
rendimiento hídrico de la escorrentía de la tormenta (SOF dominante).
Donde quiera que la topografía permita la expansión de las áreas de
afluencias riparias suficientemente, el efecto será notable, particularmente
después de períodos secos cuando bajo condiciones de bosque el área
fuente habrá alcanzado un mínimo (Hewlett y Doss 1984; Fritsch 1992).
Estimaciones de los aumentos en el caudal después del aclareo con un
mínimo de suelo disturbado puede derivarse de un experimento en un área
con alta precipitación en Nueva Zelanda donde la escorrentía estaba
dominada por flujo subsuperficial (Pearce et al. 1980).
Los incrementos relativos (comparando con una cuenca forestal de control)
en el volumen del caudal fueron 100-300% para eventos pequeños de
precipitación (menores de 10 mm); 50% para tormentas intermedias (25-50
mm); y del 10-25% para tormentas grandes (mayores de 75 mm).
El efecto parece disminuir con los incrementos de la precipitación. En un
experimento similar en una cuenca escarpada en Taiwan, no se observaron
cambios significativos en el volumen del caudal pero el valor medio de la
tasa del pico del caudal se incrementó casi en un 50% como resultado del
incremento de la humedad en las pendientes (Hsia 1987).
Figura 5.5. Respuesta de la escorrentía (flujo de crecida como porcentaje de la lluvia
anual) de pequeñas cuencas boscosas en la Guyana Francesa, como una
función de la proporción del área de la cuenca caracterizada por suelos bien
drenados.
Cuando los suelos son mas extensivamente disturbados con maquinaria
pesada y/o fuego para establecimiento de plantaciones los cambios
resultantes en la respuesta de la cuenca puede esperarse sean mas
pronunciados. Ahora, pocos resultados inequívocos han sido obtenidos al
respecto, posiblemente por la complejidad de los procesos de generación de
la escorrentía que frecuentemente desafían la simplicidad de nuestras
técnicas analíticas (Hewlett 1982).
Por ejemplo en el experimento de Malmer(1992) en el este de Malaysia,
ambos,
volúmenes
de
caudal
y
caudales
pico
se
incrementaron
significativamente durante los primeros 2 años después de quemas en una
cuenca que fue afectada anteriormente varios años por fuego forestal
natural.
Por otro lado, el único cambio significativo que se observó después del
aclareo mecánico de la vegetación y quema de los desechos del aclareo en
una cuenca cercana, fue una reducción en el volumen del caudal durante el
primer año aunque el suelo había sido severamente disturbado en un 24%
de su área (Malmer y Grip 1990). Durante el segundo año después del
aclareo, los volúmenes del caudal y los caudales pico incrementaron de
nuevo pero no significativamente.
Malmer (1992) interpretó estos descubrimientos en términos de los
contrastes en las superficies de detención características entre las dos
cuencas. Por ejemplo, el agua aparecía inicialmente en los surcos formados
por los tractores los cuales empezaron a erosionar durante el segundo año.
Similarmente Sindel et al. (1983 a) reportaron un incremento de 6 veces en
el caudal pico inmediatamente después del aclareo mecánico y de la quema
de Pinus elliotti en el norte de Florida. Este fue seguido por una declinación
gradual en los 18 meses siguientes. Ahora, no se observaron cambios en el
correspondiente incremento de los volúmenes de caudal a través de dos y
medio años en el período de observación después del aclareo (Swindel et al.
1983 b)
Normalmente, tales incrementos tienden a disminuir dentro de unos pocos
años cuando la nueva vegetación comienza a establecerse, a menos que
estén asociados a cambios estructurales en el proceso de generación de
escorrentía, por ejemplo debido a la construcción de vías forestales o la
creación de cárcavas activas. Estos descubrimientos apuntan a valorar los
estudios de procesos como apoyo de la tradicional "caja negra" en un
sistema de cuencas pareadas.
Una mejor investigación experimental de los efectos de la conversión de los
bosques tropicales sobre los volúmenes de caudal, los caudales pico y la
erosión se han llevado a cabo en la Guyana francesa (Fritsch 1992,1993).
Diez pequeñas cuencas boscosas con diferentes mezclas de vegetación y
pobremente drenadas fueron aforados por 2 años de calibración (ver fig. 5.5)
después de ser sometidas a una serie de tratamientos que incluyen la
regeneración del bosque después de la cosecha y agricultura de tala y
quema y conversiones de áreas de pastos o plantaciones de Pinus caribea
y Eucalyptus grandifolia, mientras que 2 cuencas permanecieron inalteradas
como testigos (Fritsch 1992, 1993).
Aunque existen diferencias en el comportamiento hidrológico de las
respectivas cuencas en condiciones inalteradas (fig. 5.5) que excluyen una
directa comparación de los efectos de cada tratamiento, son posibles varias
comparaciones interesantes (fig.5.6). Por ejemplo, la similitud en la
respuesta de las cuencas a, b y c (fig. 5.5) en cuanto a la escorrentía debido
a la alteración, permite una evaluación de los efectos de la cosecha (cuenca
a), aclareo mecánico (cuenca b) y aclareo tradicional (cuenca c). La cosecha
seguida por una regeneración produce solamente incrementos pequeños en
el caudal, 2-4% con un incremento máximo (26%) durante el tercer año
(húmedo) y un incremento poco detectable en el quinto año (fig. 5.6a). El
caudal pico se incrementó solamente (un 13%) durante el primer año. En
contraste, donde la cosecha fue seguida por aclareo mecánico y quema, los
volúmenes de caudal se incrementaron cerca de 150% durante el primer año
(fig. 5.6b). Con el establecimiento del recrecimiento en los años
subsecuentes, este valor descendió rápidamente a un 40% en el segundo
año y a un 16% en el cuarto año.
El caudal pico mostró un marcado incremento sólo durante el primer año
(42%) pero no durante los años subsiguientes (Fritsch 1992). Los cambios
en ambos, volumen de caudal y caudal pico, asociados con la tala y quema
fueron 26-30% durante los 2 años de cultivo (fig. 5.6c). Aunque estos valores
son mucho más pequeños que los observados inmediatamente después del
aclareo mecánico, sin embargo existe un claro efecto.
Las 2 cuencas convertidas a plantaciones forestales (d y e) mostraban gran
respuesta de la escorrentía en el estado inalterado (fig. 5.5). Los
incrementos relativos en el volumen de caudal o en el caudal pico después
del aclareo (fig. 5.6d y 5.6e) aparecen mucho más pequeños, comparados
con los de los otros casos. Los incrementos absolutos durante la primera
estación húmeda después del aclareo en estas 2 cuencas fueron sin
embargo altos (560-620 mm comparados con 245 mm para la cuenca b
donde siguió la regeneración natural; Fritsch 1993).
El incremento en la respuesta hidrológica decreció con el tiempo (fig. 5.6d y
5.6e) aunque no tan rápido como en el caso de la regeneración natural
después del aclareo(fig. 5.6b), en la medida en que las plantaciones tuvieron
que ser desyerbadas varias veces los primeros años. Los incrementos
correspondientes del caudal pico fueron de 55% a 65% durante los primeros
dos años pero declinó rápidamente mas tarde (Fritsch 1992). Para el sexto
año, los incrementos en el caudal se tornaron despreciables.
Es interesante examinar también los efectos de conversión de bosques a
pastizales en la respuesta de la cuenca porque estos pueden indicar qué se
puede esperar después de la reforestación de los pastizales. En el estado
inalterado la cuenca que fue convertida a pastizales de digitaria (cuenca f)
mostró una respuesta de escorrentía de magnitud intermedia (fig. 5.5).
Después de la conversión los incrementos en el volumen de caudal
permanecieron
substancialmente
durante
los
primeros
cuatro
años
(generalmente >50%), con algún valor menor (27%) en el quinto año (fig.
5.6f). Los niveles del caudal pico fueron consistentemente el 75% mayor
que los esperados bajo condiciones forestales (Fritsch 1992).
Estas figuras ilustran las reducciones considerables en la escorrentía que
puede seguir a la reforestación de los pastizales tropicales.
Figura 5.6. Incremento en la escorrentía de crecida después de exponer los bosques
lluviosos de tierras bajas en la Guyana francesa a: a) cosecha seguida por
regeneración; b) aclareo mecanizado y quema, seguidos por regeneración; c)
cultivos de corta y quema; d) aclareo y quema, seguidos por el
establecimiento de Pinus caribaea; e) idem para Eucalyptus grandifolia; f)
idem para pastos Digitaria (modificado de Fritsch 1993).
Efectos del aclareo sobre la producción de sedimentos en la cuenca
Existen muchas formas de erosión. La erosión por salpicadura es el proceso
por el cual las partículas del suelo son separadas por el impacto de las gotas
de lluvia sobre la superficie del suelo. Las partículas erosionadas, las cuales
pueden haber sido movidas solo unos pocos centímetros, son entonces
susceptibles a un nuevo transporte pendiente abajo por el flujo superficial
(erosión laminar). Ambas, erosión por salpicadura y erosión laminar son de
poca importancia en la mayoría de los bosques no perturbados, pero ellas
bien pueden producir cantidades sustanciales de sedimentos después de
que el suelo es descubierto. Una vez esta etapa se alcanza las
irregularidades topográficas conducen con frecuencia, a la concentración del
flujo superficial en surcos. Si el proceso continua por tiempo suficiente, estos
surcos se profundizan y se convierten en cárcavas. El movimiento en masa
es otro mecanismo de sedimentación de las corrientes, común en áreas
empinadas en donde la precipitación es alta. Los deslizamientos de tierra y
la erosión de la banca del río caen dentro de esta categoría, y son con
frecuencia un riesgo natural. La magnitud de la producción de sedimentos
bajo condiciones de áreas forestales depende de la importancia relativa que
tienen los respectivos mecanismos contribuyentes (Pearce 1986). La
producción de sedimentos de las cuencas húmedas tropicales puede ser tan
baja como 0.25 tha-1año-1 en áreas estables con suelos permeables
profundos no expuestos a erosión laminar significativa o movimientos en
masa (Douglas 1967). Aun, en áreas tropicales tectónicamente activas y
pendientes propensas a fallas pendiente abajo, tal como son frecuentemente
halladas a lo largo de la costa pacifica, esta situación puede bien
aproximarse 40 t ha-1 año-1 durante años húmedos (Dickinson et al. 1990) o
más en casos específicos (sobre 65 t ha-1año-1 para suelos margosos
inestables; Van Dijk y Ehrencron 1949; Bell 1943). Algunos efectos del
aclareo del bosque serán más evidentes donde las tasas de producción de
sedimentos son bajas.
Es importante reconocer que no todo el material erodado va a dar
directamente a la red de drenaje. Las partículas son con frecuencia
atrapadas temporalmente (o permanentemente) en depresiones del terreno
o depositadas sobre el pie de la pendiente o llanuras aluviales. Esto es
especialmente cierto, para erosión laminar y por salpicadura, y explica
porqué no es posible predecir la producción de sedimentos en la cuenca a
partir de observaciones de erosión hechas sobre pequeñas parcelas
aisladas de escorrentía al lado de la colina.
Por otro lado, la erosión en cárcavas, los grandes deslizamientos de tierra y
la erosión de la banca del río aportan sedimentos directamente al lecho del
río. El aporte de sedimentos a la red de drenaje, sin embargo, no significan
que estos aparecerán inmediatamente río abajo. Un excepcional caudal pico
puede ser necesario para lavar los sedimentos previamente depositados y
llevarlos a su lugar final de depósito. Así, los efectos de los disturbios del
suelo tienden a manifestarse primero pendiente abajo de la colina en forma
de incremento de erosión laminar y más tarde como incrementos de
sedimentos de la cuenca (Walling 1983; Bons 1990).
Mientras que es difícil especificar valores típicos de incremento de la erosión
pendiente abajo y de la producción de sedimentos en la cuenca debido a la
conversión de bosques en los trópicos húmedos, una idea puede
capitalizarse a partir de los resultados obtenidos
y en los estudios de
Malmer (1990) en el este de Malaysia y por Fritsch y Sarailh (1986) en la
Guyana Francesa. Ambos experimentos se llevaron a cabo en áreas de alta
precipitación (> 3500 mm año-1) con poca experiencia en la producción de
sedimentos antes de aclarear.
Los cambios en la producción de sedimentos en suspensión de la cuenca
asociada con la conversión del bosque lluvioso a plantación de Acacia
mangium en el este de Malaysia pueden resumirse como sigue. Los valores
de pre-disturbio fueron muy bajos de 0.05 y 0.2 t ha-1año-1 para dos cuencas,
W4 y W5 respectivamente. La cuenca W4 fue aclareada manualmente sin
quema de restos, mientras que la cuenca W5 fue aclareada mecánicamente
y quemada. Los incrementos en la producción de sedimentos durante el
periodo de aclareamiento del bosque más los próximos cinco meses
necesarios para restablecer el sotobosque en la cuenca W5 fueron 6 y 10
veces para las cuencas W4 y W5 respectivamente.
Sorpresivamente en vista de los diferentes tratamientos, la producción de
sedimentos sobre los próximos 10 meses fue igual en ambas cuencas.
Comparando el periodo de los 8 meses anteriores, esto representó un
incremento de tres veces en el caso de la cuenca W4 pero una reducción del
50% para la cuenca W5. Malmer (1990) interpretó los resultados
inesperados en la cuenca W4 en términos de la vegetación del sotobosque
suprimida debido a la presencia de cantidades enormes de restos de la
corta. También, los restos de la corta fueron dispuestos en fila, en sentido de
la pendiente y esto pudo influenciar la ocurrencia del escurrimiento
superficial. Sin embargo los efectos globales fueron relativamente poco
duraderos. La producción de sedimentos de la cuenca fue virtualmente la
producción normal dentro de los 20 meses después del aclareo del bosque.
La exportación total de sedimentos de las cuencas durante los 3 primeros
años después del aclareo fue de 2.3 y 4.1 t ha-1año-1 para las cuencas W4 y
W5 respectivamente.
En contraste, la erosión superficial sobre los carriles del tractor en la cuenca
W5 excedió en 500 t ha-1 durante el mismo periodo (Malmer 1.993),
sugiriendo que se almacenan volúmenes considerables de sedimentos. Las
producciones totales de sedimentos de las cuencas en la Guyana Francesa
estudiadas por Fritsch y Sarrailh (1.986) oscilaron entre 0.05 y 0.75 t ha-1
año-1 antes de los disturbios, dependiendo del régimen del flujo y del tipo de
suelo (c.f. Fig. 5.5). A pesar de las características de la escorrentía tan
similar antes del aclareo de las dos cuencas transformadas a plantaciones
de pino y eucalipto (en cuenca d y e; Fig. 5.5), los incrementos en la
producción de sedimentos durante el primer año después del aclareo del
bosque se diferenció marcadamente (de 50 y 16 veces incrementó a 17 y 6 t
ha-1 año-1 respectivamente). Este contraste inesperado se puede explicar por
el hecho de que la parte baja del valle de la cuenca ha sido rodeado por
paredes de tierra y deshechos que actúan como un filtro para los sedimentos
provenientes de la parte alta de la pendiente (Fritsch y Sarrailh, 1.986).
Un estudio independiente estimó el promedio de la erosión de la pendiente
de la colina, resultando 1.200 t ha-1 (Fritsch 1.983).
Tales contrastes entre la producción de sedimentos por erosión sobre el sitio
y fuera de él subrayan el punto dado anteriormente a cerca de posibles
discrepancias entre las dos (c.f. Bons 1.990). Ninguna información ha sido
publicada sobre la producción de sedimentos para estas cuencas durante los
años siguientes, pero observaciones de una cuenca cercana convertida a
potreros sugirió una rápida disminución en la producción de sedimentos
durante el segundo y tercer año después del aclareo del bosque (para un
valor estable de alrededor de 0.5 t ha-1año-1 o tres veces el valor esperado
bajo condiciones de bosque) comparado con un incremento inicial de 34
veces a 12 t ha-1 año-1 durante el primer año (Fritsch y Sarrailh, 1.986).
Un incremento mucho más modesto en la producción de sedimentos (i.e.
menos del doble de los valores observados bajo bosque) se pudo obtener
cuando se usan las técnicas de extracción por cables, como ha sido
demostrado por Pearce et al. (1.980) y O’Loughlin et al. (1980) en terrenos
empinados en una zona de alta precipitación en Nueva Zelanda. Estos
hallazgos una vez mas confirman la importancia del mantenimiento de la
compactación del suelo en su mínimo durante las operaciones de
conversión.
LA FASE DE MADURACIÓN
Los cambios iniciales en la respuesta de la escorrentía de la cuenca y la producción
de sedimentos, asociados con el estado de una plantación, tendrá cambios menos
pronunciados, mientras que la nueva vegetación se establezca, estos atributos
usualmente se asumen como estables entre 2-3 años. Sin embargo, con los
incrementos de masa foliar, la interceptación y la transpiración continuarán
incrementándose, a medida que el dosel sea más denso. Especies de crecimiento
rápido, bajo condiciones húmedas tropicales de tierras bajas, pueden influir en la
densidad del dosel entre tres y cuatro años. Mientras que el incremento en la
transpiración puede nivelarse cuando la tasa de crecimiento se estabiliza, la
interceptación de lluvia y por lo tanto la evapotranspiración total, pueden aumentar
cuando al plantación madura. A continuación, examinaremos la magnitud de los dos
principales componentes de la evaporación, y luego discutiremos las implicaciones
totales y estacionales en la producción de agua. Finalmente, se tratarán los efectos
hidrológicos de las prácticas de manejo de varios bosques.
Interceptación de lluvia.
Hay numerosas publicaciones de interceptación de lluvias en plantaciones de
bosques tropicales; sin embargo, la comparación de datos para diferentes especies y
localidades es complicado, no solo por los contrastes potenciales en condiciones
climáticas, crecimiento de los arboles, edad del rodal e historia de manejo (aclareo,
etc.), sino también por las diferencias en la metodología. En general, la cantidad
estimada de lluvia que atraviesa el dosel con el método del "pluviómetro móvil"
tiende a ser mayor que la obtenida con el método de el "pluviómetro fijo". Esto
probablemente refleja las diferencias en eficiencia de los dos métodos en la
representación de los "puntos de goteo", donde la cantidad de agua que atraviesa el
dosel excede la cantidad de lluvia incidente (Lloyd and Marques, 1988). Debido a el
escurrimiento por el tallo generalmente constituye solo una fracción menor de la
cantidad total de agua que llega al suelo forestal, se concluye que la lluvia que
atraviesa el dosel sea mayor que la resultante de la interceptación (ver ecuación 3).
En la tabla 5.1 (latifoliadas y 5.2 (Coníferas) se describen los resultados que pueden
ser confiables en estudios de interceptación (por ejemplo, porque los utilizados en la
técnica del pluviómetro móvil y/o un gran número de colectores plus en periodos
largos de observación (mayores de un año) para varias especies importantes usadas
en plantaciones de bosques tropicales. Muchos contrastes importantes se pueden
extractar de estos datos.
La interceptación de lluvia en Eucalyptus sp, es alrededor del 12% de precipitación
incidente, particularmente porque las fracciones de lluvia que atraviesa el dosel y el
escurrimiento por el tallo son relativamente altas (tabla 5.1). Resultados similares se
han obtenido por bosques de eucalipto natural en el sudeste de Australia (Dunin et al,
1988; Cnockford and Richardson,1990) y por plantaciones de Eucalyptus
camaldulencis en una parte sub-húmeda del sur de la India (Hall et al,1992). Con
frecuencia se dice que las plantaciones de eucalipto conducen al agotamiento de
reservas de agua, pero esto no puede ser, debido a perdidas altas por interceptación
(Vandana Shiva and Bamdyopadhyay, 1983). Llama la atención las perdidas altas de
interceptación reportadas para plantaciones jóvenes de rápido crecimiento de Acacia
mangium en Malaysia (tabla 5.1). Algunos de estos valores altos pueden reflejar la
frecuencia de ocurrencia de lluvia de baja intensidad (Abdul Rahin, 1989), o quizás,
un diseño subóptimo de muestreo, como en el ejemplo de la Península de Malaysia.
Sin embargo los resultados obtenidos por Malmer (Conpers) para plantaciones de
crecimiento vigoroso de Acacia en el este de Malaysia (mas del 28%) bajo
condiciones de precipitación alta son también considerables, más aún cuando se
expresan como totales absolutos (hasta1150mm/año; tabla5.1)
Valores de interceptación de lluvia para las principales especies latifoliadas como la
teca (Tectona grandis) "mahogany" (Swietenia macrophyla) están regularmente
alrededor del 20% sobre un rango de condiciones climáticas (tabla 5.1). Aunque la
teca a menudo se defolia durante la estación seca, esto aparentemente se compensa
por las pérdidas tan altas de interceptación durante la estación húmeda cuando el
índice de área foliar puede ser alto, alrededor de 6m2/m2 ( Grace et al, 1988). Los
datos de interceptación no se han encontrado para Gmelina arborea pero en vista de
que esta es similar a la teca en términos de área foliar (Grace et al, 1982) y hábitos de
crecimiento se esperaría un valor promedio alrededor del 20% para tal especie. La
corteza lisa de Gmelina puede generar más escurrimiento cortical que la encontrada
en Tectona, valores la cual los valores son usualmente más bajos; se necesita más
investigación en este tema.
Los resultados obtenidos con varias especies de pino son muy variados (tabla 5.2).
Las pérdidas de interceptación para los rodales de rápido crecimiento, de Pinus
caribea, y Pinus merkusii por encima del 20% de la lluvia en varias localidades de
tierras bajas tropicales (Fiji, Indonesia) pero muy diferentes e inferiores bajo
condiciones sub-húmedas y frías (sudeste del Brasil). Valores altos (típicamente 25%
o más) también han sido reportadas para varias plantaciones de coníferas que crecen
en altitudes mayores no afectadas por la frecuencia de nubes bajas. Los posteriores
resultados probablemente reflejan una combinación de intensidad baja de lluvia
pertenecientes a elevaciones mayores (Calder, 1990) y el índice de área foliar alto
asociado con rodales maduros. Por el contrario, el porcentaje de interceptación tan
bajo obtenido para Pinus kesiya en las montañas del norte de Philipinas (0.10-0.13)
puede estar influenciado por contribuciones de la precipitación "oculta" (neblina)
despojada por los árboles pero no registrada por los pluviómetros en los claros (Ver
Marmanteo and Yeracion, 1985). Finalmente, los valores de interceptación
reportados para la especie de rápido crecimiento de Albizia falcataria parecen muy
altos entre 18-20% (tabla 5.2), en vista de su copa rala.
Con la excepción de Waterloo (1994), ninguno de los estudios reportados en las
tablas 5.1 y 5.2, han utilizado estaciones climáticas instaladas encima del dosel para
medir tasas de evaporación del dosel húmedo como apoyo de sus valores derivados
de interceptación por métodos tradicionales (Ver Lloyd et al, 1988). Se requieren
mas estudios de precipitación que atraviesa el dosel e interceptación en las
plantaciones de bosques tropicales que combinen un riguroso diseño para la medida
de la precipitación interna y escurrimiento por el tallo (Ver Lloyd and Marques,
1988) con observaciones de parámetros climáticos encima del dosel. Solamente en
esta vía podemos ser capaces de separar satisfactoriamente, la influencia de las
especies, las características del rodal y los factores climáticos sobre la cantidad de
lluvia interceptada.
Tabla 5.1 Precipitación interna (TF), Escurrimiento por los tallos (SF) e interceptación (I) de la precipitación incidente en plantaciones
aclareadas de maderas duras y bosques naturales en el (sub) trópico
Especies
Ubicación
Edad
Densidad de
árboles/ha
TF/P
SF/P
I/P
l
MAP
Elevación Métodos de medición de la lluvia
(mm/año)
(m)
Maderas duras de rápido crecimiento
Eucalyptus tereticornis India
6
1660
0.81
0.08
0.12
1670
c. 700
4 mediciones permanentes diarias
b
Eucalyptus saligna
Brasil
6
1685?
0.84
0.04
0.12
1280
540
12 mediciones diarias
c
Acacia auriculiformis
Indonesia
1010
0.81
0.08
0.11
3075
115
5
1010
0.75
0.07
0.18
12 canales permanentes diarios
Acacia mangium
Sabah,
d
Malaysia
k
Crecimiento
4
1010
0.86
?
<0.14
3350
700
10 mediciones diarias
pobre
k
Crecimiento
4
1360
0.80
?
<0.20
razonable
k
Buen
4
1090
0.72
?
<0.28
crecimiento
A. mangium
1110
0.62
0.04
0.35
2100
75
8 canales permanentes,
Malaysia del 4 2/3
e
semanalmente
este
5 1/6
1705
0.57
0.04
0.39
Idem
Otras maderas duras
Swietenia macrophylla filipinasf
15
0.79
0.01
0.20
2220
<1000? 4 mediciones diariamente
f
Tectona grandis
filipinas
8
0.79
0.02
0.20
Idem
Idem
4 mediciones diariamente
g
T. grandis
Nigeria
25
0.80
0.02
0.19
1200
210
5 mediciones permanentes diarias
h
T. grandis
India
25
0.73
0.06
0.21
1670
700
8 canales, diariamente
Bosque natural
i
Bosque lluvioso de
Malaysia
0.81
0.02
0.17
2825
220
40 mediciones, diariamente
tierras bajas
j
Bosque lluvioso de
Brasil
0.91
0.02
0.17
2475
100
36 mediciones, semanalmente
tierras bajas
a
b
c
d
e
f
g
George (1978); Lima (1976); Bruijnzeel y Wiersum (1987); A. Malmer, comunicación personal; Lai y Salleh (1989); Castillo (1984); Okali
h
i
j
k
(1980); Dabral y Subba Rao (1968); Sinun et al. (1992); Lloyd y Marques (1988); Densidad a los 22 meses de edad, Sim y Nykvist (1991); y
l
precipitación media anual
Tabla 5.2 Precipitación interna (TF), escurrimiento por el tallo (SF) e intercepción (I) de la precipitación incidente (P), en plantaciones
seleccionadas de maderas suaves y bosques naturales en el (sub) trópico
Especies
Ubicación
Pinus spp. (tierras bajas <750 m)
a
P. caribaea
Brazil
b
P. caribaea
c
P. caribaea
Fiji
d
P. merkusii
Indonesia
Pinus spp. (tierras altas >750 m)
P. merkusii
P. kesiya
g
P. kesiya
Otras coniferas de madera suave
Araucaria
Nordeste de
h
cunninghamii
Australia
edad
Densidad de
árboles/ha
6
13
6
11
16
9
O
TF/P
SF/P
I/P
MAP
(mm/año)
Elevación
(m)
Método de medición de la lluvia
?
700
825
820
620
710
0.90
0.88
0.79
0.77
n
0.82
0.73
0.03
0.01
0.01
0.01
0.04
0.07
<0.12
0.20
0.22
0.17
0.23
1280
1300
1800
12 mediciones, diariamente
10 mediciones, semanalmente
20 mediciones, diarias a semanales
2100
540
<500
115
45
80
80
31
10-15
30
560
704
m
?
0.72
0.84
0.85
<0.01
0.06
0.02
0.28
0.11
0.13
2120
3525
3600
1375
c1500
1365
20 mediciones, diariamente
4 mediciones, diariamente
3 canales, diariamente
42
664
0.75
-
<0.25
1560
760
l
10 mediciones, diarias por 4 meses
20
mediciones
semanalmente
permanentes,
42
764
0.81
<0.19
2100
700
i
Cupressus
Kenya
20-25
?
0.75
<0.25
2235
2650
41 mediciones permanentes diarias
monocarpa
Otras maderas suaves
Albizia falcataria
3075
100
10 canales permanentes, diarios
5-6
600
0.82
<0.18
A. falcataria
8
?
0.77
0.03
0.20
2220
<1000
4 mediciones , diarias
Bosque natural
h
848
0.78
<0.22
2100
760
20
mediciones
permanentes
Bosque lluvioso
Queensland
semanalmente
submontano
i
Bosque lluviosos
Kenya
0.20
2235
2850
41 mediciones permanentes diarias
montano
a
b
c
d
e
f
g
Lima (1976); Lima y Nicolielo (1983); Waterloo (1994); Ruslan (1983); C.A. Bons, comunicación personal; Florido y Saplaco (1981); Veracion y
h
i
j
k
l
Lopez (1976); Brassell y Sinclair (1983); Pereira (1952); Asociación de Vegetación y Erosión (1979); Castillo (1984); densidad de plantación
m
2
n
o
original 2 x 3m; área basal de arboles 26m /ha; en parte modelada; precipitación anual media.
Transpiración
Los cambios en la absorción del agua por árboles individuales y al nivel de
rodal durante las diferentes etapas de crecimiento en el ciclo de vida de la
plantación y los principios fisiológicos que subyacen, se explicarán en el
capitulo 6. Aquí en este capítulo se examinarán dos métodos: a nivel de
cuenca y micrometeorológicos. La información disponible del uso anual del
agua por las plantaciones influyendo la vegetación del sotobosque en los
trópicos húmedos, ha sido determinada por estos dos métodos.
No obstante, la mayoría de los estudios que se han producido solo estiman
la transpiración a corto tiempo (por ejemplo: Whitehead et al. 1981; Grace et
al. 1982; Calder et al. 1992; Roberts y Rosier 1993), la base de datos de los
totales anuales es limitada (tabla 5.3).
Unas pocas generalizaciones son posibles, a pesar de que existen pocos
puntos de comparación de las tasas de transpiración instantánea para
diferentes especies y clases de edad especialmente si éstas han sido
medidas bajo condiciones contrastantes de clima y de agua del suelo. Por
ejemplo, la mayoría de los rodales jóvenes y semimaduros en áreas de
tierras bajas los totales de transpiración diaria reportada son del orden de 3
a 5mm cuando no existe limitación de agua en el suelo, sin excepción de
especies (pino, teca, eucaliptos jóvenes; Okali 1980; Roberts y Rosier 1993;
Waterloo 1994).
Ocasionalmente picos de 6-8 mm/día puede presentarse bajo desfavorable
humedad del suelo y condiciones particulares de radiación. (Kallarackal
1992; Waterloo 1994). Para el caso de plantaciones más viejas, con
defoliación estacional o con estrés hídrico los valores usualmente decaen a
1-3mm/día (Monteny et al. 1985; Waterloo 1994) o menos, bajo condiciones
muy estacionales (Roberts y Rosier 1993).
Para facilitar la comparación entre localidades se han normalizado los
valores de Et (evapotranspiración anual) y ET (transpiración) en la tabla 5.3
divididos por el correspondiente valor de evaporación a campo abierto
(Evaporación de Penman, Eo). Pocas conclusiones generales se pueden
extraer de la tabla 5.3, excepto que el consumo
de agua de las
plantaciones maduras de coníferas es similar a la de bosques naturales en
la misma área.
Se necesita mas trabajos, particularmente en bosques
latifoliados.
La idea difundida de que los eucaliptos son consumidores voraces de agua
fue examinada críticamente por Calder (1992). El concluyó que existe una
gran variación en las estrategias estomáticas y el patrón de raíces y por
tanto en las tasas de transpiración entre las diferentes especies de eucalipto.
Mientras que ciertas especies (en crecimiento natural) en verdad exhiben
poco o ningún control estomático, la mayoría de los eucaliptos lo hacen.
Los eucaliptos por tanto transpiran posiblemente muy similar a otras
especies de árboles, excepto en situaciones en las cuales sus sistemas
radiculares tienen acceso directo al nivel freático. (ejemplo: en depresiones,
en partes bajas de valles).
Bajo tales condiciones, se pueden mantener tasas de evaporación muy
altas, particularmente cuando la demanda atmosférica es alta (Calder 1992).
Plantaciones de eucaliptos jóvenes que crecen en partes subhúmedas en el
sur de la India mostraron una respuesta diferente tanto para el incremento
del déficit de humedad del aire como para el estrés hídrico (Roberts y Rosier
1993). Por otra parte las tasas de transpiración de árboles de Eucalyptus
tereticornis aprovechados a los 5 años de edad, crecían en partes mas
húmedas del sureste de la India (precipitación de 2000 mm/año) aumentaron
linealmente con el incremento en el déficit de humedad en las estaciones
postmonsónicas cuando el agua del suelo era suficiente (Kallarackal 1992).
Tales observaciones conducen a la necesidad de estudios continuos del uso
del agua de los eucaliptos bajo condiciones de altas precipitaciones y suelos
profundos.
Tabla 5.3. Evapotranspiración anual (ET) y transpiración (Et) de plantaciones de
árboles maduros y bosques naturales seleccionados en los trópicos
húmedos. Los datos han sido redondeados a unidades de 0.5.
Especie
Ubicación
af
Agathis dammara
bf
Pinus merkusii
cf
Pinus patula
P. caribaea 15 años
f
eg
cf
Bh montano
a
Et (Mm)
Et/Eo
Java
600
1070
0.79
405
Java
1300
900
0.84
445
Kenya
Pinus caribea 6 años
Bh de tierras bajas
Elevación
g
Et (Mm)
Et/Eo
i
0.30
0.42
0.77
h
600
0.41
2400
1160
Fiji
80
j
1770
1.05
1250
0.74
Fiji
230
1510
0.90
1175
0.73
Java
<100
1480
0.90
885
0.54
Kenya
2400
1155
0.78
690
0.46
b
h
d
Bruijnzeel (1988); C.A Bons, comunicación personal; c Blackle (1979); Waterloo (1994);
f
Calder et al. (1986); Estudio de balance hídrico en cuenca hidrográfica, valores de Et se
g
derivaron sustrayendo pérdidas por interceptación y de algunas aproximaciones; Métodos
h
micrometeorológicos y/o modelo de evaporación de Penman –Monteith; Usando estimados
i
de interceptación por Pereira (1952); valor bajo debido a las altas pérdidas de
j
interceptación (La precipitación anual es de 4770 mm); Incluye 160mm que se evaporaron
de la hojarasca.
e
Otro ejemplo de consumo alto de agua concerniente a plantaciones es el
Pinus caribaea de 6 años de edad en Fiji (Waterloo 1994; tabla 5.3). La
transpiración anual de estos rodales que crecían vigorosamente era cerca de
1250mm. Adicionando las cantidades de precipitación interceptadas por el
dosel (360mm) y por la capa delgada de hojarasca (160mm) se alcanza una
ET total anual muy alta de 1770mm.
La cantidad correspondiente obtenida para rodales de 15 años de edad fue
cerca de 1510 mm. Estos valores constituyen del 82-92% de la precipitación
durante el período de estudio y se puede apreciar lo que concierne a las
autoridades regionales de agua sobre la disminución tan rápida del caudal
seguida por una reforestación de potreros con pinos en esta área en
particular. Este y otros ejemplos serán discutidos más adelante.
Plantaciones y rendimiento hídrico total
Como resultado del incremento en la ET con la edad de la plantación, se
puede esperar que el flujo disminuya con el tiempo después de plantar.
Registros de flujos superficiales a largo plazo se han recolectado en varias
localidades para las cuales se han evaluado los cambios en el rendimiento
de agua en rodales maduros.
Por ejemplo, Blackie (1979) comparó el
balance hídrico de un bosque húmedo montano con datos para plantaciones
adyacentes de Pinus patula en suelos volcánicos profundos a niveles de
elevación de 2400m en Kenya (ver tabla 5.3). Durante los 3 primeros años
después de plantar, el flujo anual total superficial para la cuenca reforestada
con pino permaneció en un promedio de 125mm por encima del caudal de la
cuenca testigo.
Los resultados para los subsiguientes 6 años fueron
variables (ver Blackie, 1979), pero una vez los pinos tuvieron 10 -11 años de
edad, los patrones de flujo o de caudal comenzaron a coincidir. Ello permite
concluir por tanto, que el rendimiento hídrico de la cuenca reforestada con
pino permaneció por encima del valor original para un período de 4 -10 años.
Un re-análisis de los datos de acuerdo con el método de las cuencas
pareadas (Hewlett y Fortson 1983) podría revelar si esta situación se puede
reducir a 4 años o si son 10 años. Igualmente es evidente que la ET de
rodales maduros de Pinus merkusii y Agathis dammara en altiplanos
volcánicos húmedos de Java es similar al bosque natural (ET/Eo = 0.800.84; ver tabla5.3). Esto se debe ver, sin embargo, como si fuera el caso de
bosques de crecimiento lento en zonas bajas convertidas a plantaciones de
rápido crecimiento. La interceptación del agua lluvia por Acacia mangium
(tabla 5.1) o el total de agua (P. Caribea en Fiji, tabla 5.3) puede exceder los
valores de bosques naturales (entre 10-20% de agua interceptada y ET entre
1300 y 1500 mm/año; Bruijnzeel 1990).
La influencia de plantaciones forestales vs rendimiento hídrico llega a ser
más crítica en áreas donde la precipitación es estacional, particularmente si
los suelos son pocos profundos y tienen poca profundidad de almacenar
agua (Bruijnzeel 1989; Smith y Scott 1992).
Bajo tales condiciones la vegetación natural está constituida por bosques
deciduos, rastrojos esclerófilos o pastos con árboles generalmente limitados
a zonas riparias. Umraj et al. (1988) y Sharda et al. (1988) reportaron como
un efecto sobre el rendimiento hídrico de una conversión parcial (59%) de
una cuenca con potrero en la parte baja del valle pantanoso (izquierda sin
disturbar) a plantación de Eucalyptus globulus en suelos profundos
permeables bajo condiciones de estación lluviosa en el sur de la India.
Durante los 3 primeros años el rendimiento hídrico anual estuvo fuertemente
afectado pero posteriormente se estabilizó alrededor de 120 mm/año (ó
21%) por debajo de los valores iniciales hasta que los árboles alcanzaron 10
años de edad.
Un conjunto de datos se ha seleccionado bajo condiciones de clima
estacional templado y caliente en la República de Sur África. Aquí, una serie
de experimentos en cuencas pareadas se han llevado a cabo desde los años
treinta para evaluar los efectos hidrológicos de la reforestación en sitios con
pastos y rastrojos en diferentes partes del país. (Wicht 1967; Bosch 1982;
Van Wijk 1987; Smith y Scott 1992). La figura 5.7 resume algunas
reducciones en el rendimiento hídrico anual y después de plantar con Pinus
patula, Pinus radiata y Eucalyptus grandis. Varios aspectos se concluyen de
esta comparación: i) El decrecimiento en el rendimiento hídrico sigue
tendencia sigmoidal; ii) El efecto de la reforestación con Eucalyptus (cuenca
Mokobulaan) manifiesta mayor rapidez que la de los pinos; iii) La proporción
de la cuenca que fue reforestada influencia tanto a la tasa (esto es la
pendiente de la curva) como a la cantidad de cambio. (Ejemplo, Biesevlei vs.
Bosboukloof las cuales estaban situadas en la misma área). Para una mayor
explicación el contraste en la figura 5.7 se debe a diferentes condiciones de
sitio: por ejemplo la respuesta tan lenta observada para la cuenca Cathedral
Peak II, se interpreta en términos de crecimiento lento del bosque bajo
severas condiciones (Smith y Scott 1992). También la reducción en el flujo
después de la reforestación ha sido expresada en términos de los flujos
asociados con la vegetación original, la cual difiere entre localidades. En
algunas áreas (por ejemplo Mokobulaan), estos eran potreros secos con
poco uso del agua, en otras áreas (por ejemplo, Biesevlei y Bosboukloof)
llamadas “fynbos” una vegetación de talla arbustiva con un uso del agua
mayor que el de pasto (Smith y Scott 1992). No obstante el sobresaliente
contraste entre eucaliptos por un lado y el de pinos por el otro, fue
confirmado para los experimentos de las dos cuencas pareadas en East
Transvaal (no se muestra en la figura 5.7; Smith y Scott 1992).
La plantación de eucaliptos produce una respuesta en caudal después de 3
años (ver lo que se encontró en Samraj et al. (1998) en India), mientras que
la reforestación con pinos solamente lo hizo a los 5 años. No obstante el
consumo del agua por el eucalipto tiende a estabilizarse después de los 8
años (ver figura 5.7).
La diferencia entre estos 2 géneros se hace
gradualmente más pequeña con el tiempo.
Por ejemplo en localidades
relativamente secas en Mokobulaan, Smith y Scott (1992) reportaron que la
reducción en el caudal observado a los 11 años después de la plantación de
Pinus patula ha registrado un nivel similar observado para Eucalyptus
grandis tres años atrás. Debido a que el efecto de la reforestación sobre las
crecientes fue relativamente pequeño (Bosch 1982), los cambios en
rendimiento hídrico total se manifestó durante la estación seca (Ver más
abajo).
Las máximas crecidas en el rendimiento hídrico anual después de la
reforestación de potreros bajo condiciones de Sur África fueron del orden de
400-500 mm (figura 5.7). Recientes observaciones en Fiji indican que el
contraste en el uso del agua entre plantaciones de Pinus caribaea y
Pennisetum polystachyon se aproximan a valores altos de 700-900 mm/año
(M.J. Waterloo y L.A Bruijnzeel, datos sin publicar).
Figura 5.7. Incrementos en la evapotranspiración con respecto al tiempo después de
la reforestación de tierras de pastos y arbustos en Sur Africa (modificado de
Bosch 1982). Los datos actuales son mostrados solo en la cuenca Biesievlei.
Plantaciones y caudales de estación seca
Contrastes de la evaporación total entre bosque y sabana, durante los
períodos húmedos reflejan principalmente la diferencia entre la lluvia
interceptada entre estos dos tipos de vegetación (Calder 19990). Durante la
estación seca, a menudo, el contraste en la profundidad de las raíces entre
estos tambíen entran en juego. A meida que los bosques envejecen, las
raíces de los árboles alcanzan progresivamente grandes profundidades,
mientras que en las praderas las raíces mueren en las estaciones secas
extensas y rebrotan en la estación lluviosa siguiente. Como resultado la
discrepancia en el consumo de agua entre bosques y sabana durante la
época seca tiende a incrementarse con la edad del bosque (Nepstad et al.
1994, Waterloo 1994). Por lo tanto, dependiendo del vigor de la plantación,
se puede esperarreducciones sustanciales en el rendimiento hídrico durante
la estación seca después de sembrar en áreas con potrero o enmalezadas.
Mientras que unicamente un solo estudio ha documentado este efecto bajo
las condiciones del bosque húmedo tropical (Waterloo, 1994), la evidencia
esta fuertemente sustentada y fue obtenida para climas templados hasta sub
tropicales con una distibución estacional lluvios (e.g Smith y Scott, 1992).
Waterloo (1994), reportó incrementos en los periodos secos con ET de 250390 mm posterior a la reforestación de potreros quemados completamente
en zonas secas de Viti Levu, Fiji, con Pinus caribaea, el valor actual esta
dependiendo de la edad y del vigor del rodal. Esos corresponden a una
reducción del caudalcerca de un 50% en los periodos secos (Waterloo,
1994). En Sudáfrica, Smith y Scott (1992) concluyeron que los efectos se
notan posteriormente (usualmente después de tres años) en el caso de
plantaciones de Eucalyptus grandis que después de haber plantado Pinus
patula o Pinus radita (usualmente después de 3 años). Además el efecto
resultó ser más marcado para eucaliptos (reducciones del 90-100% sin
hacer caso del promedio de lluvia total o la profundidad del suelo), que para
los pinos (redcciones del 40-60%) durante los primeros 8 años o mucho
despúes del tratamiento. Sin embargo, como ya se indicó para el
rendimiento hídrico total, la diferencia debida a las curvas de crecimiento de
los dos grupos de especies, puede eventualmente desaparecer y así el
efecto final de la reforestación en flujos bajos puede ser el mismo
independientemente de la especie (Smith y Scott, 1992)
La evidencia experimental presentada anteriormente parece contradecir el
deterioro en el régimen del caudal (crecidas incrementadas durante periodos
lluviosos, flujo superficial reducido durante las temporadas secas) que se
observan frecuentemente después de la deforestación en los trópicos
(Pereira, 1989). El conflicto puede reolverse, no obstante, teniendo en
cuenta el efecto neto de los cambios en ET y la infiltración de la lluvia
producida por el cambio en el uso del suelo (Bruijnzeel, 1989). Tomando
como ejemplo un cambio de un bosque natural a una sabana degradada,
está claro que la cantidad total de flujo superficial será más alta después de
la deforestación (de 250-400mm/año) debido a la disminución en el uso del
aguaasociado con la transformación de la cobertura. Sin embargo, la
periodicidad en este incremento en el caudal está gobernada fuertemente
por la capacidad de infiltración de los suelos. El potencial del agua sobrante
después de remover el bosque, unicamente se
manifiesta como un
incremento en el flujo base durante la estación seca siguiente, si el agua ha
tenido la oprtunidad de infiltrarse en el suelo desde el principio. Si por otra
parte, la capacidad del suelos de absorber la lluvia edespués de la
deforestación se reduce demasiado por compactación o encostramiento, la
mayoría del agua escurrirá pendiente abajo y contribuirá inmediatamente a
aumentar el pico de la crecida en la corriente, más que a percolar
lentamente a través del suelo y a emerger más tarde como flujo base. Bajo
tales condiciones, los flujos de la estación seca se podrán reducir a pesar de
la pequeña absorción de agua por la vegetación no foresta, sin embargo, si
la capacidad de infiltración semantiene, el uso mínimos del agua de la
vegetación nueva se producirá después como incremento de flujo en la
estación seca (Bruijnzeel, 1989).
En vista de la diferencia considerable en el consumo del agua para
pastizales estacionales y bosques en crecimiento activo (>250 mm/año), la
oportunidad para incrementar el flujo en la estación seca después de
reforestar tales suelos es poca, a pesar de pretender lo contrario (Hardjuno,
1980). Depende mucho de la capacidad de absorción de las últimas lluvias
siguientes a la deforestación. Uno de los pocos estudios que ha mirado este
aspecto importante es el de Gilmour et al. (1987), en medio de las colinas de
Nepal. Gilmour y sus asociados determinaron la conductividad hidraúlica
saturada de los suelos bajo un amplio rango de condiciones: i) potreros
sobre pastoreados pesadamente, ii) una plantación de Pinus patula de 5
años de establecida y pastizales antiguos y degradados, iii) y iv)una
plantación de Pinus roxburghii de 12 años de establecida sobre antiguos
pastizales y sobre suelos enrastrojados, respectivamente, y v) un bosque
natural protegido. Valores promedios de permeabilidad en la superficie del
suelo se incrementaron hasta cerca de 40 mm/hora (un valor bajo) en los
sitios de pastizales degradados a valores superiores a 500 mm/hora en el
bosque protegido. Cuando se comparan con la intensidad de lluvia en el
área, estos datos indicaron que el flujo superficial podría presentarse aún en
algunos de los sitios más degradados, menos de 7 veces por año, refiérase
a una frecuencia de cuatro veces por año en el bosque de 5 años y una
ocurrencia de cero veces en el bosque más viejo. Aunque la capacidad de
infiltración de la superficie del suelo había mejorado por encima de 14
mm/hora en 12 años después de la reforestación, las reducciones asociadas
con la escorrentía superficial fueron pequeñas debido a las lluvias de baja
intensidad que predominaban en el área. Además, esos fueron más
pequeños que los 130-250 mm/año de agua que serían necesarios en esta
área en particular para incrementar el flujo de la estación seca (Bruijnzeel y
Brenmer, 1989).
Es prudente, sin embargo, generalizar tales hallazgos. La interacción entre
las
características
de
lluvia
e
infiltración
podrían
ser
diferentes
completamente en otras partes del mundo. Por ejemplo, Patnaik y Virdi
(1962), reportaron valores mucho más bajos para las tasas de infiltración de
saturada bajo bosques y cultivos en otras partes del Himalaya. Además, el
flujo superficial y la ersión superficial podrían ser críticas en plantaciones de
teca (Bell, 1973; Wolterson, 1979), gmelina y shorea (particularmente
cuando están sujetos a pastoreos y quemas rgulares) o realmente en
cualquier bosque donde la hojarasca es colectada para utilizarse como
combustible o como compost (Wlersum, 1984).
MANEJO DE PLANTACIONES E HIDROLOGÍA
Efectos de las entresacas y cosechas del bosque
Los efectos hidrológicos de las entresacas en los bosques plantados son
generalmente pequeños y efímeros, a menos que el tratamiento sea
particularmente severo (mayor del 50% del área basal removida). Por
ejemplo en plantaciones de Pinus taeda de 25 años de edad en el sur de
Estados unidos, Rogerson (1967) reportó un aumento en las cantidades
relativas de la precipitación que atravieza el dosel del 77% al 94% de la
precipitación incidente al pasar de una densidad del rodal de 1556 a 124
arboles por ha. El solo tamaño de la tormenta explicó casi el 99% de la
variación en la disminución; aumentando considerablemente el área basal de
plantación se incremento este valor. En los trópicos, Veracion y López
(1976) y Florido y Saplaco (1981) encontraron aumentos despreciables en la
precipitación que atravieza el dosel despues de entresacar bosques
naturales de Pinus kesiya de 10, 15 y 30 años de edad en las Filipinas, del
30% al 50% de la biomasa. Se obtuvieron aumentos significativos, sin
embargo, cuando se removió el 70%. Similarmente, Bons observó solamente
diferencias marginales en la precipitación que atravieza el dosel en
plantaciones maduras de Pinus merkusii de densidad entre 240 y 560
arboles por ha en Java. Ghosh et al. (1980) trabajando en bosque latifoliados
(Shorea robusta) en el norte de la india, aplicó un tratamiento con el 20% de
entresacas y encontró que la lluvia que atravieza el dosel se incremento
desde el 72% al 81%. Sin embargo, a causa de una reducción del
escurrimiento por el tallo (desde alrededor del 10% al 6% y no
necesariamente relacionada con la entresaca), el cambio total en la
disminución de la lluvia interceptada fue un modesto 5%.
Parecería, por consiguiente, que el efecto de la entresaca del bosque sobre
la interceptación de la lluvia es mucho menor del que se esperaría sobre la
base de una tasa promedio. Esto puede ser debido al hecho de que se
compensa el efecto de una reducción del la biomasa del dosel con un
icremento en la ventilación de la copa, y así reduciría la resistencia
aerodinámica de la capa limite de los arboles restantes (Teklehaimanot et al.
1991). También, como lo anota Waterloo (1994) durante un estudio pre y
post huracán de precipitación interna en plantaciones de Pinus caribaea en
Fiji, el efecto de reducción de interceptación por el dosel es neutralizado
(típicamente cerca de 1% a 2%) por un aumento concurrente en la cantidad
de agua interceptada por la capa de hojarasca. No solamente hace que el
nuevo sistema de copas llegue a estar mas expuesto después de la apertura
del dosel sino que también tenga una biomasa mayor capaz de almacenar
mas humedad. Otro efecto de la en tresaca debe ser la estimulación del
crecimiento en el sotobosque (cf. Roberts 1983). Por lo tanto el efecto de la
entresaca sobre la características del escurrimiento debe ser aun mas
pequeño que el que produce sobre la interceptación de la lluvia.
Gilmour (1977) no observó ningún cambio en el escurrimiento por el tallo
después de talar selectivamente un bosque lluvioso en el norte de
Queensland. Subba Rao et al. (1985) informó un ligero aumento (cerca del
8.6%) en los flujos picos (pero no en el volumen del caudal) en el
experimento de entresaca en el norte de la India al cual se ha hecho
referencia. El efecto desapareció para el segundo año. Bajo condiciones
subhumedas el efecto de entersacas sobre el escurrimiento superficial será
aún más pequeño que en áreas con lluvia adecuada porque los árboles que
quedan tenderán a haser uso de la humedad extra en el suelo producida por
la entrasaca (Bosch 1979) y entonces seran necesarios tratamientos todavía
mas drásticos para lograr que el escurrimiento superficial se incremente
significativamente (Stoneman 1993).
La cosecha del bosque es una medida más drástica. La remoción completa
de la biomasa sobre tierra, mientras permanece el sistema radical intacto,
llevará a un alto uso del agua por los arboles mientras rebrotan rapidamente
su biomasa. El remplazo del matorral degradado con Eucaiyptus grandis y
Eucaiyptus camaldulensis en norte de India
produjo una reducción del
escurrimiento superficial (especialmente flujos de crecida) de 26% durante
los primeros cinco años. (Mathur et al. 1976; Mathur & Sajwan 1978). Sin
embargo, cuando los arboles fueron csechados este pocentaje se elvaria al
68% en el primer año y al 47% en el segundo año. El efecto había
desaparecido para el tercer año después de la cosecha (Viswanatham et al.
1980,1982).
Manejo de zonas riparias o de ribera
Los beneficios hidrológicos de mantener una zona de amortiguación de
vegetación de ribera sin disturbar van desde regular el flujo superficial
pendiente arriba y controlar el transporte de sedimento,hasta mantener las
fluctuaciones de temperatura del flujo de agua dentro de limites aceptables
(Clinnick 1985). La escorrentia de areas forestales sin disturbar en las partes
mas húmedas del mundo son generadas en una gran extención en las áreas
saturadas cercanas a las corrientes de agua. Durante los eventos de
tormenta esas áreas contribuyentes pueden llegar a estar ligadas a los
cauces más efímeros de la red de drenaje del flujo que actúa como una
fuente de flujo superficial al lecho del cauce permanente (Ward 1984). Por lo
tanto, es importante extender la zona de amortiguación de la vegetación de
ribera más allá del punto donde el escurrimiento superficial comienza a
incluir estos cursos efímeros, ademas también porque la posición de los
niveles de corriente puede moverse aguas arriba después del aclareo del
bosque, reflejandose en las condiciones de humedad de la cuenca como
resultado de la disminución en la evaporación (Bren y turner 1985). La
importancia de zona de amortiguación extendida fue ilustrada por O´Loughlin
et al. (1980) en un estudio de produdción de sedimentos después de
aclarear bosques latifoliados en Nueva Zelanda.
La anchura de los cinturones de amortiguación del flujo requerida para una
protección satisfactoria del drenaje de un Rio ha sido materia de debate
(Clinnick 1985). Los cinturones de amortiguación de vegetación de ribera se
pueden necesitar bastante anchos, donde la respuesta al escurrimiento es
marcada y la calidad del agua es un riesgo. Este puede ser el caso en áreas
con contribuciones significativas desde el fondo del valle de SOF o HOF
generados en pendientes laterales altamente perturbadas (O´Loughlin et al.
1980; Fritsch 1993). Sin embargo, cuando los suelos presentan altas tasas
de infiltración pueden ser suficientes cienturones de amortiguación mas
estrechos (Clinnick 1985). El reciente desarrollo de modelos hidrológicos
distribuidos basados en topografía avanzada (O´Loughlin 1986; Moore et al.
1991) ha mejorado nuestra capacidad para predecir la localización y
extensión de zonas de saturación superficial dentro del paisaje dentro de un
rango de condiciones climáticas y pedologicas. Independiente de la
aplicación de tales modelos en silvicultura comercial, mucha gente considera
anchos entre 10 y 30 m a cada lado de un flujo perenne y de
aproximadamente 5 m alrededor de los cauces efímeros (Clinnick 1985).
¿Qué representan los costos asociados a la protección de los flujos en
términos de consumo del agua a través de la vegetación de ribera, cuyas
raíces tienen libre acceso al agua subterránea? Dunford y Fletcher (1947)
encontraron bajo condiciones de clima tempado en el sudeste de EE.UU,
que la remoción de la vejetación de ribera producia un decenso en la
fluctuación diurna del flujo base, pero estaba asociado a un incremento en el
rendimiento de agua no mayor que el que se hubiera esperado si un área
igual en otra parte en la cuenca hubiera sido aclareada. Aparentemente el
efecto de la vegetación de ribera es despreciable en áreas donde la
humedad del suelo permanece siempre disponible en todas las partes de la
cuenca a través del año. Un resultado similar fue obtenido para condiciones
subtropicales húmedas en Suráfrica por Smith y Bosch (1989).
Minimización de los impactos adversos sobre el suelo y la hidrología,
durante las operaciones silviculturales
Existe amplia evidencia de que la clave para minimizar el daño por residuos
de vegetación y suelos es el planeamiento cuidadoso, preparación y
ejecución de una operación silvicultural.
Economías a corto plazo pueden perfectamente compensar costos de
restauración o mantenimiento de la productividad a largo plazo.
Por
ejemplo, el crecimiento de plantación de Eucalyptus urophilla y Acacia
mangium durante los primeros cuatro años después de talar un bosque en
suelos arcillosos con equipos pesados, dejando los restos de apeo y
quemando estos restos, en la Guyana francesa y el Este de Malasia
respectivamente, fue aproximadamente
la mitad del crecimiento de los
árboles bajo mejores condiciones de manejo del suelo (Sim & Nykvist, 1991;
Fritsch, 1993). En el estudio de Malasia, la extracción manual de madera y
retención de restos de corta en el sitio es quizás mejor que quemarlos, sin
embargo, inicialmente esto es más costoso que el uso convencional de
tractores y quema de los restos de corta, pero resulta ser más económico
para luego plantar. No solamente los árboles crecieron mejor sino que se
requirieron menos deshierbes. Pero además hay efectos adversos fuera del
sitio como los incrementos en la producción de sedimentos (no incluido en
los análisis económicos) en la cuenca fueron mucho menores después en el
tratamiento más benigno ( Malmer, 1993).
Reducción en el crecimiento inicial también puede estar relacionados con la
pérdida de nutrientes debido a la lixiviación y erosión superficial después de
la pérdida de la capa protectora de la hojarasca debido al fuego (Malmer,
1993; Mackensen, 1994), sin embargo el efecto es difícil de separar de la
compactación de suelos. Cambios en la capacidad de infiltración del suelo
debido al fuego pueden resultar de poca importancia. Todo depende de la
intensidad del fuego, el cual depende principalmente del contenido de
humedad del combustible y las condiciones climáticas (Scott,1993;
Mackensen, 1994).
Diferentes suelos pueden exhibir una respuesta
diferente al exceso de calor; varios tipos de suelo son (temperalmente)
repelentes al agua, una condición que tiende a promover la escorrentía
superficial (Burch et
al. 1989; Scott, 1993). Cuando esto ocurre en sitios
donde parte de la capa protectora de hojarasca ha sido destruida por el
fuego, se puede presentar erosión superficial y cárcavas (Brown,1972;
Leitch et al. 1983).
Las plantaciones forestales en el este de Africa y sudeste de Asia son
frecuentemente establecidas bajo el sistema
"taungya" (Evans, 1992).
Como el suelo permanece parcialmente expuesto en todo el periodo de
cosecha, el riesgo de degradación del suelo a través de la erosión aumenta,
particularmente porque "taungya" se aplica frecuentemente en pendientes
empinadas. En Java, campos aclareados en suelos derivados de cenizas
volcánicas, altamente porosos, de textura arenosa limosa, no se presentó
una erosión significativa durante los primeros dos años de cosecha (Bons,
1990;Rijsdijk & Bruijnzeel, 1990) pero en el segundo año la textura de los
suelos volcánicos fue mas propensa a la repelencia del agua y al deterioro
de la estructura (Gonggrijp, 1941). Sin embargo, después del primer año de
"taungya" los estudios registraron un intensivo flujo y erosión (mayor de 70
ton/ha/año) procedente de las áreas vecinas usadas como base de
comparación. Las cárcavas resultantes se pueden controlar, lo mismo que
el aporte de sedimentos al flujo después de que se deja de cultivar y el dosel
de los árboles se cierra, aunque tales cárcavas son surcos guía para la
escorrentía superficial.
Bajo condiciones más marginales, es decir, en
suelos arcillosos frecuentemente utilizados para teca en Java, el "taungya"
puede traer como consecuencia una severa erosión, a pesar de
la
protección de barreras en contorno de ramas de teca y cercas vivas de
leucaena (Wolterson, 1979).
Sin entrar en mucho detalle, los siguientes pasos y medidas se consideran
esenciales para una operación exitosa en términos de minimizar costos y
daños ambientales (Marn & Jonkers, 1981; Wierson, 1985; Pearce &
Hamilton, 1986; Adams & Andrus, 1990):
I.
Valoración de las extracciones de madera en áreas inestables
(depresiones húmedas; pendientes muy inclinadas) o tipos de suelos
erodables, delimitación de linderos de la cuenca y la red de drenaje;
evaluación de la distribución estacional de la precipitación.
II.
Planeación con anticipación de los caminos de extracción y redes de
arrastre en relación con las características del terreno, red de drenaje
natural, y sistema de aprovechamiento que va a ser usado;
localización de caminos y sitios de acopio, construcción de pasos de
corrientes de agua suficientemente anchos para que la maquinaria
tenga acceso a la zona.
III.
Sincronizar la construcción de vías conforme a los períodos mínimos
de lluvia, para que haya suficiente tiempo de estabilizar la tierra para
un uso intensivo; construir sistema de drenaje adecuado en las vías y
caminos reduciendo la presión de las llantas de los vehículos y así
disminuir el surcado de las llantas.
IV.
Si hay facilidades económicas, usar un sistema de extracción de
madera por cables aéreos, mejor que un sistema de extracción por
tierra en terrenos pendientes; usando línea de vuelo mejor que
maquinaria con llantas de caucho y restringir el tamaño de la
maquinaria de acuerdo con el peso de los troncos y a la humedad del
suelo; suspender el aprovechamiento con tractor durante los periodos
muy húmedos para evitar la compactación excesiva; minimizar el
número de veces de circulación por los carriles de extracción de la
madera; hacer el apilonamiento de troncos en áreas pendiente arriba
mejor que
pendiente abajo; utilizando güinches de tambor en las
colinas mejor que tener maquinaria para sacar cada tronco; desramar
los troncos y dejar los restos de corta in situ; limitar la quema de
restos de corta para evitar pérdida de nutrientes por volatilización,
erosión superficial y lixiviación.
V.
Mantener una zona amortiguadora a lo largo del río o drenajes de
flujo principales (10 - 30 m de ancho) dependiendo de la pendiente y
la erosión del suelo) y surcos transitorios (mayor de 5 m de ancho).
VI.
Después del aprovechamiento forestal, rehabilitar los caminos
(remoción de cruces temporales de ríos, construcción de canales de
drenaje y barreras en terrenos críticos), los patios de descargue de
trozas, y mantenimiento de carreteras y taludes.
VII.
Mantener, entre periodos de cosecha, una cobertura del suelo
adecuada para proteger el suelo de la erosividad de las gotas del
dosel, y limitar la extracción de material de sotobosque o ramas y
hojarasca para forraje, combustible o material de compost.
Estos principios deberían ser aplicados como una guía comprensiva. Sin
embargo, es necesario diseñar una guía para cada sitio específico que tenga
en cuenta la variación del lugar en condiciones climáticas y condiciones del
suelo; los forestales manejadores de bosques tropicales deberían seguir
muy bien las especificaciones desarrolladas para condiciones climáticas
extremas en la zona de bosques lluviosos de la costa de Queensland en la
cual se probó su efectividad (Cassells et al. 1984).
EL PAPEL DE LA MODELACIÓN HIDROLÓGICA EN EL MANEJO DE
PLANTACIONES
Los modelos hidrológicos han demostrado ser útiles en el manejo de
plantaciones en aspectos que les conciernen en el sitio y fuera del sitio.
Como ejemplo se tiene la identificación de grandes áreas excesivamente
húmedas, o pendientes inclinadas exhibiendo grandes superficies de
erosión. Aspectos fuera del sitio se relacionan con los impactos hidrológicos
aguas abajo, de las operaciones forestales.
La estrecha relación entre
ambas situaciones se ha demostrado por los numerosos conflictos de interés
entre las demandas de agua y la producción de madera y necesidades de
riego en otros sitios, abastecimiento de agua para la industria y para la
ciudad en los trópicos (Pereira, 1989, Langford, 1976; Calder,1990). Para
resolver tales conflictos se requiere de predicciones confiables del uso total
del agua por las plantaciones en las diferentes etapas de crecimiento, sobre
la base de que se deben tomar decisiones sobre el uso racional del suelo
(Bosch, 1982).
Tradicionalmente, los forestales se han confiado en los experimentos en
cuencas pareadas y el tiempo necesario para evaluar los cambios que se
suceden sobre el uso del agua después de establecer una plantación (Ver
fig. 5.7). Mientras que esta aproximación permite la construcción de
nomogramas sobre la manera como los cambios en el caudal
pueden
monitorearse en función de la edad del rodal y de la precipitación, o la
exposición de la cuenca en ciertas áreas (Nanni,1970; Douglass and
Swank,1975), los resultados han sido tan variables como para ser utilizados
con más detalle en la planificación del recurso agua. Las curvas 2 - 4 en la
figura 5.7 ilustran la variación tan considerable en el cambio del rendimiento
hídrico después de sustituir rastrojos y potreros por plantaciones en Sur
Africa, tanto entre localidades como en años. (curva no. 2). La forestación
con eucalipto produce otro tipo de respuesta (curva no.1 en figura 5.7). La
sencilla caja negra de la técnica de cuencas pareadas es incapaz de evaluar
la importancia relativa de los factores respectivos que marcan
las
diferencias y esto limita severamente las posibilidades de extrapolar los
resultados a otras áreas de interés o períodos.
Durante la última década se han hecho avances considerables en la
modelación y medición de la hidrología forestal y los procesos ecológicos
tanto
a
escala
local
como
regional
(URNG
y
Coughlan,1988;
Shuttleworth,1988; Hatton et al. 1992; Band et al. 1993). Particularmente
después de la aparición de las bases de la física dinámica y aplicados a los
modelos
espacialmente
distribuidos
en
la
cuenca
hidrográfica.
(O’Loughlin,1986; Moore et al.1991), la simulación adecuada de los efectos
sobre el rendimiento hídrico debido a los cambios en la cobertura de la
cuenca sin utilizar optimizaciones de los parámetros en forma amplia ha
significado un avance corto. Uno de los programas es el modelo TOPOG
cuya aplicación incluye la simulación exitosa de los cambios a largo plazo en
el crecimiento de los árboles y el rendimiento hídrico durante la etapa de
regeneración después de cortar el bosque de Eucalyptus regnans (Vertessy
et al. 1993;1996). Sin embargo, las salidas del modelo son sensibles a la
variación del índice del área foliar, el coeficiente de precipitación
interceptada, la conductancia máxima del dosel, y
la conductividad
hidráulica del suelo (Vertessy et al.1993, 1996). Esto es el mayor problema,
asociado con la aplicación de modelos avanzados de simulación en los
trópicos., es decir, la ausencia de una base de datos adecuada de estos
parámetros. Por lo pronto no es posible hacer predicciones confiables sobre
los efectos de las plantaciones tropicales en el rendimiento hídrico anual y
estacional en términos de especies de árboles y edad en relación con los
factores climáticos y edáficos. No obstante hay que ser optimistas en que tal
ausencia de información conducirá al desarrollo de metodologías para llenar
los vacíos de conocimiento.
A pesar de estar pendiente la aplicación de modelos más sofisticados
basados en la física para predecir los impactos hidrológicos fuera del sitio de
las operaciones forestales, los manejadores de plantaciones forestales
deben proveer los datos mínimos requeridos para modelos tales como
ACRU (Schulze and George, 1987) o PRMS (Lullwitz y Flogel,1993). No
obstante existen suficientes argumentos para utilizar
Modelos como TOPOG en varias aplicaciones in-situ que solo requieren
como entrada un buen mapa de curvas de nivel y la información básica de
suelos. Esto incluye la predicción de zonas saturadas en una cuenca
(O´Loughlin, 1986); la distribución espacial de la erosión laminar, erosión en
cárcavas y deslizamientos masales (Vertessy et al.1990; Dietrich et al.1992;
Constantini et al.1993); y el estado de equilibrio de la distribución de la
humedad del suelo durante los períodos húmedos y secos (Moore et
al.1988).
SÍNTESIS
Es útil distinguir entre la Fase de establecimiento y la Fase de maduración
cuando se describen los cambios de las características hidrológicas de las
plantaciones en varias etapas de crecimiento.
Cuando se establece una nueva plantación, el suelo queda expuesto
usualmente durante varios meses hasta que se desarrolle un sotobosque
protector, y durante este período el agua de la cuenca y particularmente la
producción de sedimentos, como también los flujos pico, se incrementarán
en comparación con los valores observados en condiciones previas de
bosque natural. El incremento en la producción de sedimentos y los
caudales pico desaparecen después de dos o tres años a partir de los cuales
ellos
exhiben niveles estables muy similares a los de las condiciones
originales. El incremento en el rendimiento hídrico de la cuenca tiende a ser
más alto, usualmente hasta que el dosel de copas de la plantación se cierre,
pero la información en este aspecto es escasa.
Las cantidades relativas de interceptación de la precipitación después que
las copas se cierran difieren entre especies en función de la arquitectura
del dosel y las condiciones climáticas. Las especies latifoliadas como la teca
y la caoba africana típicamente interceptan cerca de 20 % de la
precipitación, mientras que las copas ralas del eucalipto interceptan cerca de
12 %. Valores reportados para los rodales de rápido crecimiento de Acacia
mangium son especialmente altos (mayores de 40 %), mientras que los de
las coníferas son variables, pero generalmente menores de 25 %.
conoce
poco
del
uso
del
agua
de
muchas
especies
Se
plantadas,
particularmente latifoliadas como teca, Caoba africana, Acacia, Gmelina,
Albizia y Terminalia. Esto también es válido para especies de coníferas y
eucaliptos jóvenes. Como consecuencia, no es posible hacer predicciones
confiables sobre el efecto de las plantaciones, así como de rodales maduros,
sobre el rendimiento hídrico anual y estacional. Sin embargo, no existen
evidencias para afirmar que el consumo de agua de las plantaciones excede
al de los bosques naturales. Por otra parte, existen evidencias de que la
plantación de especies de rápido crecimiento en áreas de potreros llevarán a
disminuir fuertemente el flujo superficial después de que las copas se
cierren, particularmente en la época de la estación seca. Los incrementos en
el consumo del agua anual
que exceden 500 mm han sido reportados
después de la forestación de sabanas sub tropicales.
A pesar de la ausencia de información confiable a cerca del consumo de
agua por las plantaciones existe suficiente optimismo en el sentido de que se
establecerán las metodologías (en términos de equipos y modelos basados
en la física) requeridas para llenar los vacíos de conocimiento. Es propósito
fundamental que los esfuerzos en investigaciones futuras se centren en las
especies principales que se utilizan en plantaciones forestales tropicales
(Evans,1992) y en un pequeño número de lugares claves. Estos se podrán
unir a través de una red que capture las principales características de la
variabilidad medioambiental en los trópicos húmedos (Bruijnzeel y
Rahim,1992).
REFERENCIAS:
Abdul Rahim, N. 1983. Rainfall characteristics in
forested catchments of Peninsular Malaysia.
The Malaysian Forester 46, 233 - 243.
Adams, P.W. and Andrus, C.W. 1990. Planning
secondary roads to reduce erosion and
sedimentation in humid tropical steeplands.
In: Ziemer, R.R., O’Loughlin, C.L. y Hamilton,
L.S. ed. Research Needs and Applications to
Reduce Erosion and Sedimentation in
Tropical Steeplands. International Association
of Hydrological Sciences Publication 192.
318—327.
Band, L.E., Patterson, P., Nemani, R. and Running,
S.W. 1993. Forest ecosystem processes at
the watershed scale: incorporating hillslope
hydrology.
Agricultural
and
Forest
Meteorology 63. 93—126.
Bell. T.l.W. 1973. Erosion in the Trinidad teak
plantations. Commonwealth Forestry Review
52, 223—233.
Blackie, J.R. 1979. The water balance of the
Kimakia catchments. East African Agricultural
and Forestry Journal 43. 155—174.
Bonell, M. and Gilmour, D.A. 1978. The
development of overland flow in a tropical
rainforest catchment. Journal of Hydrology 39.
365—382.
Bonell, M. and Balek, J. 1993. Recent scientific
developments and research needs in
hydrological processes of the humid tropics.
In: Bonell, M., Hufschmidt, M.M. and
Gladwell, J.S. ed. Hydrology and Water
Management In the Humid Tropics.
Hydrological Research Issues and Strategies
for Water Management. Cambridge University
Press, Cambridge.
Bons, C.A. 1990. Accelerated erosion due to
clearcutting of plantation forest and
subsequent ‘Taungya’ cultivation in upland
West~Java, Indonesia. In: Ziemer, R.R.
0~LoughIin, C.L. and Hamilton, L.S. ed.
Research Needs and Applications to Reduce
Erosion and Sedimentation in Tropical
Steeplands. International Association of
Hydrological Sciences Publication
192. 279—288.
Bormann, F.H. and Likens, G.E. 1967. Nutrient
cycling. Science 155. 424—429.
Bosch. J.M. 1979. Treatment effects on annual and
dry period streamfiow at Cathedral Peak.
South African Forestry Journal 108. 29-38.
—
1982. Streamflow response to catchment
management in Sout Africa. In: International
Symposium on Hydrological Research Basins
and their Use in Water Resource Planning.
Volume 2. Landesamt. Bern, Switzerland,
279—289.
Bosch, J.M. and Hewlett, J.D. 1982. A review of
catchment experiments to determine the
effect of vegetation changes on water
yield and evapotranspiration. Journal of
Hydrology 55, 3—23.
Brasell, H.M. and Sinclair, D.F. 1983. Elements
returned to the forest floor in two rain
forest and three plantation plots in tropical
Australia. Journal of Ecology 71. 367—
378.
Bren, L.J. and Turner, A.K. 1985. Hydrologic
behaviour of a small forested catchment.
Journal of Hydrology 76, 333—350.
Brown, J.A.H. 1972. Hydrologic effects of a
bushfire in a catchment ri south—eastern
New South Wales. Joumai of Hydrology
15. 77-96.
Bruijnzeel. L.A. 1988. Estimates of evaporation
in plantations of Agathis dammara Warb.
in south-central Java, Indonesia. Journal
of Tropical Forest Science 1, 145—161.
—
1989. (De)forestation and dry season flow
in the tropics: a closer look. Journal of
Tropical Forest Science 1, 229—243.
— 1990. Hydrology of Moist Tropical Forest and
Effects of Conversion: a State of
Knowledge Review. UNESCO, Paris, and
Free
University,
Amsterdam,
The
Netherlands.
— 1995. Soil chemical and hydrochemical
responses to tropical forest disturbance
and
conversion:
a
hydrologist’s
perspective. In: Schulte, A. and Ruhiyat,
D. ed. Soils of Tropical Forest
Ecosystems. Volume 3. Soil and Water
Relationships. Mulawarman University
Press. Samarinda. Indonesia. 5—47.
—
1996. Predicting the hydrological impacts
of land cover transformation in the humid
tropics: the need for integrated research In:
Gash, J.H.C. Nobre, C.A., Roberts, J.M
and
Victoria,
R.
ed.
Amazonian
Deforestation and Climate. J. Wiley,
Chichester. 15—55.
Bruijnzeel. L.A. and Abdul Rahim, N. 1992.
Ecological and environmental services
provided by tropical trees and forests. In:
Center for International Forestry Research
(CIFOR). Strategic Planning Thematic
Papers. ACIAR, Canberra. 23—26.
Bruijnzeei, L.A. and Bremmer, C.N. 1989.
Highland-lowland interactions in the
Ganges Brahmaputra River Basin: a
review of published literature. ICIMOD
Occasional Paper 11, International Centre
for Integrated Mountain Development,
Kathmandu, Nepal.
Bruijnzeel, L.A. and Wiersum, K.F. 1985. A
nutrient budget sheet for Agathis
dammara Warb. plantation forest under
various management conditions. Forest
Ecology and Management 10, 195—208.
— 1987. Rainfall interception by a young Acacia
auriculiformis A. Cunn. plantation forest in
West Java. Indonesia: application of Gash’s
analytical model. Hydrological Processes 1,
309—319.
Burch, G.J., Moore. l.D. and Burns, J. 1989. Soil
hydrophobic effects on infiltration and
catchment runoff. Hydrological Processes 3,
211—222.
Calder, I.R. 1990. Evaporation in the Uplands. J.
Wiley, New York. 148p.
— 1992. Water use of eucalypts — a review. In:
Calder, l.R., Hall, R.L. and Adlard, P.G. ed.
Growth and Water Use of Forest Plantations.
J. Wiley, New York. 167—179.
Calder, IR., Swaminath, M.H., Kar,yappa, G.S.,
Srinivasalu. N.y., Srinivasa Murty, K.V. and
Mumtaz, J. 1992. Deuterium tracing for the
estimation of transpiration from trees. Part 3.
Measurements
of
transpiration
from
Eucalyptus plantation, India. Journal of
Hydrology 130, 37—48.
Calder, l.R., Wright. I.R. and Murdlyarso, D. 1986. A
study of evaporation from tropical rain forestWest Java. Journal of Hydrology 89, 13—31.
Calver, A., Kirkby. M.J. and Weyrnan, D.R. 1972.
Modelling hillslooe and channel flows. In
Chorley, R.J. ed. Spatial Analysis in
Geomorphology. Methuen, London. 197—
218.
Cassells, D.S., Gilmour, D.A. and Bonell, M. 1984.
Watershed forest management practices in
the tropical rain forests of north-eastern
Australia. In: O’Loughlin, C.L. and Pearce.
A.J. ed. Effects of Forest Land Use on
Erosion and Slope Stability, IUFRO, Vienna.
289—298.
Castillo, E.T. 1984. Hydrologic responses of
different existing plantations in the Agusan
River Basin. In: Saplaco, S.R. and Gapud,
MT.
ea.
Researches
for Proauctive
Watershed Resources in the ASEAN Region.
ASEAN~US Watershed Project. College
Laguna, Laguna, the Phiflppines. 123—145.
Clinnick, P.F. 1985. Buffer strip management in
forest management operations: a review.
Australian Forestry 48, 34—45.
Constantini, A., Dawes, W., O’Loughlin, E. and
Vertessy, R. 1993. Hoop pine plantation
management in Queensland: I. Gully erosion
Laboratory, North Carolina. USDA Forest Service
General Technical Report, NE-13, 1—13.
hazard prediction and watercourse
classification. Australian Journal of Soil
and Water Conservation 6, 35—39.
Couper, D.C., Lat, R. and Claassen, S.L. 1981.
Land clearing and development for
agncultural purposes. In: Lal, R. And
Russell. E.W. ed. Tropical Agricultural
Hydrology. J. Wiley, New York. 119—130.
Crockford, R.H. and Richardson, D.P. 1990.
Partitioning of rainfall in a eucalypt forest
and pine plantation in southeastern
Australia: IV. The relationship of
Interception and canopy storage capacity,
the interception of these forests, and the
effect on InterceptIon of thinning the pine
plantation. Hydrological Processes 4,
169— 188.
Dabral, B.G. and Subba Rao, B.K. 1968.
Interception studIes In chlr and teak
plantations—New Forest. Indian Forester
94, 541—551.
Dias, A.C.C.P. and Nortcliff, S. 1985a. Effects
of tractor passes on the physical
properties of an Oxisol in the Brazilian
Amazon. Tropical Agriculture (Trinidad)
62, 137— 141.
— 1985b. Effects of two land clearing methods
on the physical properties of an Oxisol in
the Brazilian Amazon. Tropical Agriculture
(TrInidad) 62, 207—212.
Dickinson, A., Amphlett, M.B. and Bolton, P.
1990. Sediment Discharge Measurements
Magat Catchment. Summary Report
1986— 1988. Report, OD 122. HydraulIcs
Research, Walllngford.
Dietrich, W.E., Wilson, C.J., Montgomery, D.R.,
McKean, J. and Bauer, R. 1992. Erosion
thresholds and land surface morphology.
Geology 20, 675-679.
Douglas, I. 1967. Natural and man-made
erosion in the humid tropics of Australia,
Malaysia and Singapore. International
Association of Hydrological Sciences
Publication 7-5. 17— 30.
— 1977. Humid Landforms. An introduction to
Systematic Geornorphology Vol.1. MIT
Press, Cambridge, Mass.. USA.
Douglass, J.E. and Swank, W.T. 1975. Effects
of management practices on water quality
and quantitity: Coweeta Hydrologic
Dunford, E.G. and fletcher, P.W. 1947. The
Keys. M.G. 1985. The effect on some soil
chemical properties of the selective
logging of a north Queensland rain forest.
Forest Ecology and Management 12.
195—214.
effect of removal of streambank vegetation
upon water yield. Transactions of the
American Geophysical Union, 28, 105—110.
Dunin, F.X.. O’Loughlin, E.M. and Reyenga, W.
1988. Interception loss from eucalypt forest:
lysimeter determination of hourly rates for
long term evaluation. Hydrological Processes
2, 315—329.
Dunne, 1. 1978. Field studies of hillslope flow
processes. In: Kirkby, M.J. cci. Hilislope
Hydrology. J. Wiley, New York. 227—293.
Elsenbeer, H. and Cassel, D.K. 1990. Surficial
processes in the rainforest of Western
Amazonia. In: Ziemer, R.R., O’Loughlln. C.L.
and Hamilton, L.S. ed. Research Needs and
Applications to Reduce Erosion and
Sedimentation in Tropical Steeplands.
International Association of Hydrological
Sciences Publication 192, 289—297.
Evans, J. 1992. PlantatIon Forestry In the Tropics.
Clarendon Press, Oxford. 2nd ed. 403 p.
Florido, L.V. and Saplaco, S.R. 1981, Rainfall
Interception In a thinned 10- to 15-year-old
natural Benguet pine (Pinus kesiya Roy. Ex
Gordon) stand. Sylvatrop Philippines Forestry
Research Journal 6. 195—201.
Fritsch, J.M. 1983. Evolution des écoulements, des
transports solides l’exutolre et de l’érosion sur
les versants d’un petit bassin apr. In: Keller,
R. ed. Hydrology of Humid Tropical Regions.
International Association of Hydrological
Sciences Publication 140, 197-214.
Gilmour, D.A. 1977. Effect of rainforest logging
and clearing on water yield and quality in
a high rainfall zone of north-east
Queensland. In: Proceedings of Hydrology
Symposium 1977, Brisbane. Institution of
Engineers Australia. Canberra. 156—160.
Gilmour, D.A., Bonell, M. and Cassells, D.S.
1987. The effects of forestation on soil
hydraulic properties in the Middle Hills of
Nepal:
a preliminary assessment.
Mountain Research and Development 7,
239—249.
Gonggrijp, L. 1941. Erosion
Tectona 34/ 35. 200—220.
experiments.
Grace, J., Okali, D.U.U. and Fasehun, F.E.
1982. Stomatal conductance of two
tropical trees during the wet season in
Nigeria. Journal of Applied Ecology 19,
659-670.
Hall,
R.L., Calder. I.R., Rosier, P.T.W.,
Swaminath, M.H. and Mumtaz, J. 1992.
Measurements
and
modelling
of
interception loss from a Eucalyptus
plantation In Southern India. In: Calder,
I.R., Hall, R.L. and Adlard, P.G. ed.
Growth and Water Use of Forest
Plantations. J. Wiley, New York. 270-289.
—
1992. Les Effets du Défrichernent de Ia Forét
Amazonienne et de Ia Mise en Culture sur
I’Hydrologie des Petits Bassins Versants.
ORSTOM Editions. Pans.
Hamilton, L.S. and King, PN. 1983. Tropical
Forested Watersheds. Hydrologic and
Soils Response to Major Uses or
Conversions. Westview Press. Boulder.
Colorado. 168 p.
—
1993. The hydrological effects of clearing
tropical rainforest and of the implementation of
alternative land uses. In: Gladwell, J.S. ed.
Hydrology of Warm Humid Regions.
International Association of Hydrological
Sciences Publication 216. 53—66.
Hardjono, H.W. 1980. Influence of a permanent
vegetation cover on streamflow. In:
Proceedings
of
the
Seminar
on
Watershed Management, Development
and Hydrology, Surakarta, Indonesia, 3—
5 June 1980, 280—297 (in Indonesian).
Fritsch, J.M. and Sarrailh, J.M. 1986. Les
transports solides dans I ‘ecosysteme
forestier tropical hurnide guyanais: effets du
défnchement et de I’amenagement de
paturages.
Cahiers
ORSTOM,
Série
Pédologie, 22, 209—222.
Hase, H. and Fãlster, H. 1983. Impact of
plantation forestry with teak (Tectona
grandis) on the nutrient status of young
alluvial soil in West Venezuela. Forest
Ecology and Management 6, 33—57.
George, M. 1978. Interception, stemfiow and
throughfall in a Eucalyptus hybrid plantation.
Indian Forester 104. 719—726.
Ghosh, R.C.. Subba Rao. B.K. and Ramola, B.C.
1980. Interception studies in sal (Shorea
robusta) coppice forest. Indian Forester 106,
513—525.
Gillman, G.P., Sinclair, D.F., Knowlton, R. and
Hendrison, J. 1990. Damage-Controlled Logging in
Hatton, T.J., Walker, J., Dawes, W. arid Dunin,
F.X. 1992. Simulations of hydro-ecological
responses to elevated CO2 at the
catchment scale. Australian Journal of
Botany 40, 679—696.
Helvey, J.D. 1967. Interception by eastern white
pine. Water Resources Research 3, 723—
729.
Managed
Tropical
Rain
Forest
in
Suriname.
Pudoc,
Netherlands. 204 p.
Wageningen.
The
Hewlett, J.D. 1982. Forests and floods in the light of
recent
investigation.
In:
Hydrological
Processes of Forested Areas. National
Research Council of Canada Publication No.
20548, NRCC, Ottawa. 543—559.
Hewlett, J.D. and Doss, R. 1984. Forests, floods,
and erosion: a watershed experiment in the
southeastern Piedmont. Forest Science 30,
424—434.
Hewlett, J.D. and Fortson, J.C. 1983. The paired
catchment experiment. In: Hewlett, J.D. ed.
Forest Water Quality. School of Forest
Resources, University of Georgia, Athens,
Ga. 11—14.
Hsia, Y.J. 1987. Changes in storm hydrographs
after clearcutting a small hardwood forested
watershed in central Taiwan. Forest Ecology
and Management 20, 117— 134.
Jarvis, P.G. and Stewart, J.B. 1979. Evaporation of
water from plantation forest. In: Ford, E.D..
Malcolm. D.C. and Atteson, J. ed. The
Ecology of Even-aged Forest Plantations.
Institute of Terrestrial Ecology, Penicuik, U.K.
327—349.
Jetten. V.G. 1994. Modelling the Effects of Logging
on the Water Balance of a Tropical Rain
Forest. A Study In Guyana. Tropenbos
Series
6,
Tropenbos Foundation,
Wageningen, The Netherlands. 196 p.
Kallarackal, J. 1992. Water use of eucalypts In
Kerala. In: Calder, l.R., Hall, R.L. and Adlard,
P.G. ed. Growth and Water Use of Forest
Plantation. J. Wiley, New York. 290—297.
Kamaruzaman Jusoff 1991. Effect of tracked and
rubber-tyred logging machines on soil
physical properties of the Berkelah Forest
Reserve, Malaysia. Pertanika 5, 265—276.
Lal, F.S. and Salleh, 0. 1989. Rainfall Interception,
throughfall and stemfiow in two Acacia
mangium stands in Kemasul, Pahang,
Peninsular Malaysia. Paper presented at the
Regional Seminar on Tropical Forest
Hyarology, 4—9 September 1989. Kuala
Lumpur, Malaysia. 17 p.
Lal, R. 1981. Deforestation of tropical rainforest and
hydrological problems. In: Lal, R. and Russell,
E.W. ed. Tropical Agricultural Hydrology. J.
Wiley, New York. 131—140.
Langford, K.J. 1976. Change in yield of water
following a bushfire in a forest of Eucalyptus
regnans. Journal of Hydrology 29,87-114.
Leitch, C.J., FlInn, D.W. and Van de Graaff,
R.H.M. 1983. Erosion and nutrient loss
resulting from Ash Wednesday (February
1983) wildflres: a case study. Australian
Forestry 46, 173—180.
Likens, G.E., Bormann, F.H., Pierce, R.S.,
Eaton, J.S. and Johnson, N.M. 1977.
Biogeochemistry
of
a
Forested
Ecosystem. Springer, New York. 146 p.
Lim, M.T. 1988. Studies on Acacia mangium in
Kemasul Forest, Malaysia. I. Blomass and
productivity. Journal of Tropical Ecology 4,
293-302.
Lima. W. de P. 1976. lnterceptacão da chuva
em povoamentos de eucalipto e de
pinheiro. IPEF Piracicaba, 13, 75—90.
Lima, W. de P. and Nicolielo, N. 1983.
Precipitacâo efetiva e Interceptaçäo em
florestas de pinheiros tropicais e em
reserva de cerradäo. IPEF Piracicaba, 24,
43-46.
Lloyd, C.R., Gash, J.H.C., Shuttleworth, W.J.
and Marques. A. de 0. 1988. The
measurement and modelling of rainfall
interception by Amazonian rainforest.
Agricultural and Forest Meteorology 43,
277—294.
Lloyd. C.R. and Marques, A. de 0. 1988. Spatial
variability of throughfall and stemfiow
measurements in Amazonian rain forest.
Forest end Agricultural Meteorology 42,
63—73.
Lugo. A.E. 1992. Comparison of tropical tree
plantations with secondary forests of
similar age. Ecological Monographs 62,
1—41.
Lüllwitz, Th. and Flügel, W.A. 1993. UsIng a
distributed hydrologic model with the aid
of a GIS for comparative hydrologic
modelling of micro— and mesoscale
catchments In the U.S.A. and Germany.
In: Wilkinson, W.B. ed. Macroscaie
Modelling
of
the
Hydrosphere.
International Association of Hydrological
Sciences Publication 214, 59— 66.
Mackensen, J. 1994. Nàhrstoffverluste in die
Atmosphãre beim Verbrennen von
Schlagabraum in Ost- Amazonien, M.Sc.
Thesis, University of Göttingen, Gôttlngen,
Germany.
Maimer. A. 1990. Stream suspended sediment
load after clear—felling and different
forestry treatments in tropical rainforest,
Sabah, Malaysia. In: Ziemer, R.R.,
O’Loughiin. C.L. and Hamilton, L.S. ed.
Research Needs and Applications to
Reduce Erosion and
Sedimentation in Tropical Steeplands.
International Association of Hydrological
Sciences PublicatIon 192, 62—71.
—
—
1992. Water yield changes after clear-felling
tropical rainforest and establishment of forest
plantation in Sabah, Malaysia. Journal of
Hydrology 134, 77—94.
1993. Dynamics of Hydrology and Nutrient
Losses as Response to Establishment of
Forest Plantation. A Case Study on Tropical
Rainforest Land In Sabah, Malaysia. PhD
Thesis, Swedish University of Agricultural
Sciences, Ume, Sweden.
Malmer. A. and Grip. H. 1990. Soil disturbance and
loss of Infiltrability caused by mechanized and
manual extraction of tropical rainforest in
Sabah. Malaysia. Forest Ecology and
Management 38, 1—12.
—
1994. Converting tropical rainforest to forest
plantation in Sabah, Malaysia. II. Effects on
nutrient dynamics and net losses in
streamwater. Hydrological Processes 8. 195—
209.
Mamanteo, B.P. and Veracion, V.P. 1985.
Measurements of fogdrip. throughfall and
stemfiow in the mossy and Benguet pine
(Pinus kesiya Royle cx Gordon) forests in the
upper Agno River Basin. Sylvatrop Philippines
Forestry Research Journal 10. 271-282.
Mam, H.M. and Jonkers, W.B. 1981. Logging
damage in tropical high forest. Working Paper
5, UNDP Forestry Development Project.
Sarawak, Kuchlng.
Mathur, H.N., Ram Babu, Joshi, P. and Singh, B.
1976. Effectof clearfelling and reforestation
on runoff and peak rates in small watersheds.
Indian Forester 102, 219—226.
Mathur, H.N. and Sajwan, S.S. 1978. Vegetation
characteristics and their effect on runoff and
peak rates from small watersheds. Indian
Forester 104. 398—406.
Monteny, B.A. Barbier, J.M. and Bernos, C.M.
1985. Determination of the energy exchanges
of a forest type culture: Hevea brasiliensis. In:
Hutchinson, B.A. and Hicks, B.B. ed. The
Forest—Atmosphere Interaction. D. Reidel.
Dordrecht. 211—233.
Moore, 1.0., Grayson, R.B. and Ladson, A.R.
1991. Digital terrain modelling: a review of
hydrological, geomorphological and biological
applications. Hydrological Processes 5. 3—
30.
Moore, 1.0., O’Loughlin. E. and Burch, G.J. 1988.
A contour-based topographic model for
hydrological and ecological applications.
Earth Surface Processes and Landforrns
13. 305—320.
Nãnni, U.W. 1970. Trees, water and
perspective. South African Forestry
Journal 75. 9—17.
Nepstad, D.C., Carvalho, C.R. de, Davidson,
E.k, Jipp, P.H., Lefebvre. P.A., Negreiros,
G.H., da Silva. E.D., Stone. T.A.,
Trumbore. S.E. and Vieira, S. 1994. The
role of deep roots in the hydrological and
carbon cycles of Amazonian forests and
pastures. Nature 372, 666-669.
Okali, D.U.U. 1980. Estimating water use by
tropical forests: an example from a
plantation teak forest. In: Furtado. J. ed.
Tropical Ecology and Development.
Society of Tropical Ecology, Varanasi.
581—591.
O’Loughlin, C.L., Rowe. L.K. and Pearce, A.J.
1980. SedIment yield and water quaiity
responses to clearfelling of evergreen
mixed forests in western New Zealand. In:
The Influence of Man on the Hydrological
Regime, with Special Reference to
Representative and Experimental Basins.
International Association of Hydrological
Sciences 130. 285—292.
O’Lougrilin. E.M. 1986. Prediction of surface
saturation zones in natural catchments by
topographic analysis. Water Resources
Research 22, 794—804.
Patnaik, N. and Virdi. S.S. 1962. Field
infiltration studies in Doon Valley.
Irrigation and Power 19,
1003—
1012.
Pearce.
A.J.
1986.
Erosion
and
Sedimentation.
Working
Paper,
Environment
and
Policy
Institute.
Honolulu, Hawaii.
Pearce, A.J. and Hamilton, L.S. 1986. Water
and Soil Conservation Guidelines for
Land-Use Planning. Summary of Seminar
– Workshop on Watershed Land-use
Planning,
Gympie,
May
1985.
Environment and Policy Institute. Hawaii.
Pearce, A.J., Rowe. L.K. and O’Loughlin. C.L.
1980. Effects of clearfelling and
slashburning on water yields and storm
hydrographs in evergreen mixed forests.
western New Zealand. in: The Influence of
Man on the Hydrological Regime, with
Special Reference to Representative and
Experimental
Basins.
International
Association of Hydrological Sciences
Publication 130. 119—127.
— 1982. Hydrologic regime of undisturbed
mixed ever-green forests. South Nelson.
New Zealand. Journal of Hydrology (NZ)
21. 98—116
Pereira, H.C. 1952. Interception of rainfall by
cypress plantations. East African Agricultural
Journal Kenya 18, 73-76.
—
1989. Policy and Practice of Water
Management in Tropical Areas. Westview
Press, Boulder, Colorado.
Rijsdijk, A. and Bruijnzeel, L.A. 1990. Erosion,
sediment yield and land use patterns in the
upper Konto watershed, East Java,
Indonesia.
Konto
River
Project
Communication 18, 3 Volumes. Konto River
Project, Malang, Indonesia.
Roberts, J.M. 1983. Forest transpiration—a
conservative process? Journal of Hydrology
66, 133—141.
Roberts, J. and Rosier, P.T.W. 1993. Physiological
studies in young Eucalyptus stands in
southern India and derived estimates of forest
transpiration. Agricultural Water Management
24. 103—118.
Rogerson, T.L. 1967. Throughfall in pole-sized
loblolly pine as affected by stand density. In:
Sopper, W.E. and Lull, H.W. ed. International
Symposium on Forest Hydrology, Pergamon
Press, Oxford. 187—190.
Running, S.W. and Coughlan, i_C. 1988. A general
model of forest ecosystem processes for
regional applications. I. Hydrologic balance,
canopy gas exchange and primary production
processes. Ecological Modelling 42. 125—
154.
Ruslan, M. 1983. Rainfall Interception by Stands of
Tusam (Pinus merkusli), Sungkai (Peronema
canescens) and Natural Forest In the Raim
Kanan Basin, South Kalimantan. MSc Thesis,
Faculty of Science, Bogor Agncultural
University (In Indonesian).
Russell, C.E. 1983. Nutrient Cycling and
Productivity in Native and Plantation Forests
at Jan Florestal, Par., Brazil. PhD Thesis,
University of Georgia, Athens, Ga., USA.
Samraj, P., Sharda, V.N., Chinnamani, S.,
Lakshmanan, V. and Haldorai. B. 1988.
Hydrological behaviour of the Nilgiri subwatersheds as affected by bluegum
plantations, Part I. The annual water balance.
Journal of Hydrology 103, 335—345.
Schulze, R.E. and George, W.J. 1987. A dynamic,
process-based, user-oriented model of forest
effects on water yield. Hydrological
Processes 1, 293—307.
Scott, D.F. 1993. The hydrological effects of fire in
South African mountain catchments. Journal
of Hydrolpgy 150, 409—432.
Sharda, V.N., Samraj, P., Chinnamani, S. and
Lakshmanan,
V.
1988.
Hydrological
behaviour of the Nilgiri sub-watersheds as
affected by bluegum plantations, Part II.
Monthly water balances at different rainfall
and runoff probabilities. Journal of
Hydrology 103, 347—355.
Shuttleworth, Wi. 1988. Evaporation from
Amazonan rain forest. Philosophical
Transactions of the Royal Society
(London), Series B 333,321—346.
Sim, B.L. and Nykvist, N. 1991. Impact of forest
harvesting and replanting. Journal of
Tropical Forest Science 3, 251—284.
Sinun, W., Wong, W.M., Douglas, I. and
Spencer, T. 1992. Throughfall, stemfiow,
overland flow and throughflow in the Ulu
Segama rain forest, Sabah. Philosophical
Transactions of the Royal Society
(London), Senes B 335, 389—395.
Smith, R.E. and Bosch, J.M. 1989. A
description of the Westfalia catchment
experiment to determine the effect on
water yield of clearing the riparian zone
and converting an Indigenous forest to a
eucalypt
plantation.
South
African
Forestry Journal 151, 26—31.
Smith, R.E. and Scott, D.F. 1992. The effects of
afforestatlon on low flows In various
regions of South Africa. Water SA 18,
185—194.
Stoneman, G.L. 1993. Hydrological response to
thinning of a small jarrah (Eucalyptus
marginata) forest catchment. Journal of
Hydrology 150, 393—407.
Subba Rao, B.K., Ramola, B.C. and Sharda,
V.N. 1985. Hydrologic response of a
forested mountain watershed to thinning.
Indian Forester 111, 681—690.
Swindel, B.F., Lassiter, C.J. and Riekerk, H.
1983a. Effects of different harvesting and
site preparation operations on the peak
flows of streams in Pinus elliottli flatwood
forests. Forest Ecology and Management
5, 77—86.
—
1983b. Effects of clearcutting and site
preparation on stormflow volumes of
streams in Pinus ell,ottii flatwood forests.
Forest Ecology and Management 5, 245—
253.
Team Vegetation and Erosion 1979. Production
measurements in a young Acacia
auriculiformss plantation at Ubrug,
Jatiluhur. internal Report, 9/1979, Institute
of ecology, Padjadjaran University,
Badung, Indonesia.
Teklehaimanot, Z., Jarvis, P.G. and Ledger,
D.C. 1991 rainfall interception and
boundary layer conductance in relation to
tree spacing. Journal of Hydrology 123,
261— 278.
of headwater streams in humid areas.
Journal of Hydrology 74, 171—189.
Vandana Shiva and Bandyopadhyay, J. 1983.
Eucalyptus — a disastrous tree for India. The
Ecologist 13. 184—187.
Ward, R.C. and Robinson, M. 1990. Principles
of Hydrology. McGraw Hill, London. 3rd
ed. 365 p.
Van Dijk, J.W. and Ehrencron, V.K.R. 1949. The
different rate of erosion within two adjacent
basins in Java. Communications of the
Agricultural Experimental Station Bogor 84, 110.
Waterloo, M.J. 1994. Water and Nutrient
Dynamics of Pinus caribaea Plantation
Forests on Former Grassland Soils in
Southwest Viti Levu, Fiji. PhD Thesis.
Faculty of Earth Sciences. Vnje
Universiteit, Amsterdam.
Van der Plas. M.C. and Bruijnzeel, L.A. 1993.
Impact of mechanized selective logging of
rainforest on topsoil Infiltrability In the Upper
Segama area. Sabah, Malaysia. In: Gladwell,
J.S. ed. Hydrology of Warm Humid Regions.
InternatIonal AssociatIon of Hydrological
Sciences Publication 216. 203—211.
Van Wijk, D.B. 1987. Some effects of afforestation
on streamflow In the Western Cape Province.
South Africa. Water SA 13, 31—36.
Veracion. V.P. and Lopez, A.C.B. 1976. Rainfall
interception in a thinned Benguet pine (Pinus
kesiya) forest stand. Sylvatrop Philippines
Forestry Research Journal 1. 128—134.
Vertessy, R.A., Hatton, T.J.. Benyon. R.G. and
Dawes. W.R. 1996. Long-term growth and
water balance predictions for a mountain ash
(Euca!yptus regnans) forest catchment
subject to clearfelling and regeneration. Tree
Physiology 16. 221—232.
Vertessy, R.A., Hatton. T.J.. O’Shaughnessy, P.J.
and Jayasurya, M.D.A. 1993. Predicting
water yield from a mountain ash forest using
a terrain analysis based catchment model.
Journal of Hydrology 150. 665—700.
Vertessy, R.A., Wilson, C.J., Silburn, D.M.
Connolly, R.D. and Ciesiolka. C.A. 1990.
Predicting erosion hazard areas using digital
terrain analysis. In: Ziemer. R.R., O’Loughlin,
C.L. and Hamilton, L.S. ed. Research Needs
and Applications to Reduce Erosion and
Sedimentation in Tropical Steeplands. IAHS
Publication No. 192, 298—308.
Viswanatham, N.K., Joshie, P. and Ram Babu
1980. Influence of forest on soil erosion
control—Dehradun. In: Annual Report 1980,
Central Soil and Water Conservation
Research and Training Institute, Dehradun.
India. 100—104.
— 1982. Influence of forest on soil erosion
control—Dehradun. In: Annual Report 1982,
Central Soil and Water Conservation
Research
and
Training
Institute,
Dehradun.India. 40—43.
Walling, D.E. 1983. The sediment delivery problem.
Journal of Hydrology 65, 209— 237.
Ward, R.C. 1984. On the response to precipitation
Whitehead, D., Okali, D.U.U. and Grace. J.
1981.
Stomatal
response
to
environmental vanables in two tropical
forest species during the dry season in
Nigeria. Journal of Applied Ecology 18.
571— 587.
Wicht, C.L. 1967. Forest hydrology research in
the South African Republic. In: Sopper.
W.E. and Lull, H.W. ed. International
Symposium
on
Forest
Hydrology.
Pergamon Press. Oxford. 75—84.
Wiersum. K.F. 1984. Surface erosion under
vanous tropical agroforestry systems. In:
O’Loughlin. C.L. and Pearce. A.J. ed.
Effects of Forest Land Use on Erosion
and Slope Stability. IUFRO. Vienna.
231—239.
— 1985. Effects of various vegetation layers in
an Acacia auriculiformis forest plantation
on surface erosion in Java. Indonesia. In:
EI~ Swaify, S.A., Moldenhauer. W.C. and
Lo, A. ed. Soil Erosion and Conservation.
Soil Conservation Society of Amenca.
Ankeny. Iowa, USA. 79—89.
Wolterson, J.F. 1979. Soil erosion in the teak
forests of Java. Report 197, Forest
Research Institute ‘De Dorschkamp’.
Wageningen, The Netherlands.