RENATURALIZACIÓN Y OTROS MODELOS DE GESTIÓN DE LA NATURALEZA
Pedro L. Lomas
A partir de la controvertida noción de naturaleza salvaje (Schulte to Bühne et al. 2022) y del deseo de vuelta a la naturaleza del Romanticismo norteamericano y europeo, surge el modelo clásico de conservación durante el siglo XIX y principios del XX. La idea que subyace en este modelo es la de tratar de impedir la transformación masiva de usos del suelo hacia espacios urbanos o infraestructuras (a través de espacios protegidos), así como frenar la desaparición de las especies (mediante la reintroducción de especies, catálogos de especies amenazadas, restauración de hábitats, etc.) (Soulé, 1991; Myers, 2000). Este modelo requería de grandes territorios y por eso no podía ser exportado directamente a otros lugares, que contaban con superficies mucho más reducidas y con una transformación histórica mucho más profunda, por lo que fue adaptado a cada contexto. Aparte de su mayor o menor eficacia, las mayores críticas a este modelo denuncian la expulsión del territorio y la desposesión de los recursos de pueblos originarios o comunidades que se han producido en ocasiones (Argrawal y Redford, 2009; Fairhead et al. 2012; Blomley et al. 2013; Santos, 2014).
Entre los años 60-70 del s. XX, en plena Gran Aceleración, se comenzaron a observar claramente los efectos dañinos de las políticas de desarrollo en la naturaleza, y estos modelos empezaron a cobrar mayor relevancia. Y esto hizo, a su vez, que se requiriese un mayor esfuerzo científico para enmendar errores y aprender de la experiencia que ya se comenzaba a acumular. Así, en los años 80, nacería la Biología de la Conservación, dedicada a generar las bases científicas de estos modelos de protección (Soulé, 1985).
Es precisamente en los años 80-90 cuando comienza a apreciarse una gran paradoja acerca de los efectos de las áreas protegidas, y es que, aunque estos espacios no desaparecían -debido, entre otras cosas, al éxito de las propias áreas protegidas-, parecían degradarse de modo más o menos continuo y las especies que los habitaban se veían sometidas a fuertes amenazas. La conclusión a la que se llegó es que la competición original por el espacio (para la conservación o para el desarrollo) se estaba desplazando hacia una competición por los recursos (para los ecosistemas y las especies o para la economía). Así, por ejemplo, el agua que garantizaba la salud del río era retenida por la presa aguas arriba y extraída o contaminada, y su calidad o su nivel de sobreexplotación dañaban el ecosistema, aunque dicho ecosistema no hubiera sido transformado.
Nacería así el modelo de gestión ecosistémica (Christensen et al. 1996; Montes, 1998; Shepherd, 2006), que es uno de los pilares del Convenio de Biodiversidad (https://www.cbd.int/ecosystem/). Este modelo se basa en la necesidad de conservar la integridad de los ecosistemas, es decir, no sólo su estructura (las especies y su hábitat) sino también garantizar su funcionamiento y dinámica (los ciclos de materia y los flujos de energía que mantienen dicha estructura), muchas veces en compatibilidad con los usos y el conocimiento tradicional de las zonas donde se encontraban las áreas protegidas.
Entre finales de los años 90 e inicios de la década de los 2000 se comprobó que los llamamientos a frenar la pérdida de la biodiversidad no estaban teniendo el éxito deseado, y que los ritmos de extinción de especies y desaparición de ecosistemas se habían acelerado (MA, 2005). El pesimismo cundió dentro del mundo de la ecología, y se comenzó a hablar de la necesidad de nuevos modelos de conservación.
Una de las críticas más relevantes al paradigma clásico fue la de que se apoyaba demasiado en una intervención humana constante para conservar un ideal inmutable en el tiempo y en el espacio, por lo que fueron denominados modelos de mando y control (Holling y Meffe, 1996). Frente a estos, surgieron corrientes que apoyaban la idea de que la intervención humana debía favorecer la capacidad de los ecosistemas para adaptarse a las perturbaciones y mantener un determinado dominio de estabilidad (véase límites), lo cual se traducía en modelos de gestión adaptativa (Holling, 1978; Walters, 1986; Allen y Garmestani, 2015). En espacios donde los ecosistemas tuviesen influencia humana en su integridad, se concebía también que el punto de partida no podía ser sólo el del conocimiento experto (científico), sino también el del conocimiento tradicional.
Otra de las alternativas propuestas al modelo clásico sería el de gestión basada en el mercado que, desde una perspectiva instrumental de la naturaleza, concibe su gestión como la de una forma de capital (el capital natural) que proporciona beneficios (servicios de los ecosistemas) para el bienestar humano; bienestar que hay que maximizar y conservar para que los ecosistemas no dejen de fluir. La idea que subyace a este marco conceptual es la de hacer que los mercados gestionen estos beneficios para que dicha gestión sea eficiente (en el sentido de Pareto) y se produzca un uso óptimo de éstos (De Groot, 1987; Pearce y Turner, 1989; Costanza et al. 1997; MA, 2005; TEEB, 2010). Ejemplos de este modelo serían los pagos por servicios ambientales y las distintas manifestaciones de mercados de servicios (mercados de carbono, mercados de conservación, mercados de hábitats, etc.).
Por otra parte, estaría el modelo de la denominada nueva conservación (Kareiva et al. 2007; Kareiva y Marvier, 2012), que se podría adscribir a la corriente ecomodernista, y que se basa en una visión particular de la noción de Antropoceno. Dado que, según ésta, el ser humano controlaría los principales procesos del planeta, para evitar los grandes problemas del cambio global deberíamos conseguir que ese control sea lo más eficiente posible, aplicando el mejor conocimiento científico-tecnológico sobre el territorio, de modo que usásemos menos recursos naturales y suelo. Así se liberaría territorio y recursos para la conservación sin poner en peligro el flujo entre los mismos. Ejemplos de este tipo de nueva conservación serían el uso de alimentos genéticamente modificados en lugar de variedades naturales para alimentar a más gente, la denominada agricultura intensiva sostenible para liberar territorio a los ecosistemas, etc.
A caballo entre algunos de estos modelos se encuentra la renaturalización (rewilding o reasilvestramiento) (Soulé y Noss, 1998). Por renaturalización entendemos toda una serie de técnicas de conservación mediante las cuales se pretende restaurar los procesos naturales de los ecosistemas, liberándolos de las presiones humanas para que sean más resilientes, se autorregulen y se autosostengan como mejor forma de conservación, y que actualmente resuenan dentro del objetivo 2 del actual Marco Global de Biodiversidad (CBD, 2022).
La renaturalización se basa en 10 principios guía (Carver et al. 2021): (1) restauración de las interacciones tróficas; (2) planificación a escala de paisaje (áreas núcleo, conectividad y coexistencia entre especies); (3) recuperación de la estructura, funcionamiento y dinámica del ecosistema; (4) ecosistemas como realidades cambiantes; (5) actuación como herramienta basada en la naturaleza para la mitigación y adaptación al cambio climático; (6) participación y aceptación local; (7) distintas formas de conocimiento válidas; (8) gestión adaptativa; (9) reconocimiento del valor intrínseco de las especies y los ecosistemas; y (10) cambio de paradigma en lo que se refiere a la coexistencia del ser humano y la naturaleza.
El término sirve como paraguas conceptual de un amplio panorama de prácticas concretas sobre el territorio (Pettorelli et al. 2019; Carver et al. 2021). Entre ellas, existen modelos de renaturalización pasiva, donde la intervención humana es mínima (aunque en ningún caso es un simple abandono), pero también renaturalizaciones activas, donde la intervención es mayor (aunque a veces la actuación sea relativamente poca); también modelos donde está prevista la convivencia con el ser humano (land sharing) y aquellos donde no se prevé (land sparing). También hay prácticas diversas según el punto de referencia. Así, dado que lo que se busca es devolver especies extintas para reactivar y hacer autosostenibles las cadenas tróficas, cabe preguntarse qué naturaleza o qué funcionamiento es el que se pretende reactivar. Por eso, se suele discutir si el tipo de renaturalización debe contemplar especies de los últimos 12.000 años (renaturalización holocénica), o tiene que ir más allá y abarcar especies presentes en el registro fósil, en un período que abarca entre los últimos 12.000 años y 2,6 millones de años (renaturalización pleistocénica). Todo ello tiene implicaciones también acerca de los procedimientos, es decir, se debate sobre introducir especies simplemente desaparecidas en un contexto más o menos parecido al que teóricamente habitaron, o devolver a la vida a especies ya extintas en un contexto ecológico moderno.
Aparte de replantear las mismas objeciones que ya se hacían al modelo clásico de conservación, las críticas a la renaturalización como práctica de conservación se han ampliado a ciertos aspectos más específicos, como las realizadas desde ámbitos como el animalismo, en relación con los derechos de los animales (Jaimeson, 2008; Moen, 2016); las planteadas desde la historia ambiental, argumentando que la renaturalización supondría una suerte de intento de borrar la historia humana y su coevolución con los ecosistemas (Jørgensen, 2015); o las de aquellos autores que cuestionan el efecto que tendría sobre las comunidades humanas y sus posibilidades de sustento, por la potencial competición con actividades productivas (Duckett et al. 2022; Fraanje y Garnett, 2002; Gordon et al. 2021).
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| Cómo citar esta voz: Lomas, Pedro, «Renaturalización (y otros modelos de gestión de la naturaleza)», Glosario Speak4Nature: Interdisciplinary Approaches on Ecological Justice: https://www.speak4nature.eu/ |
