La evaluación de impacto ambiental sobre las poblaciones de aves rapaces: problemas de ejecución y...

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LA EVALUACIÓN DE IMPACTO AMBIENTAL SOBRE LAS PO-BLACIONES DE AVES RAPACES: PROBLEMAS DE EJECU-

CIÓN Y POSIBLES SOLUCIONES

José Antonio MARTÍNEZ1, José Enrique MARTÍNEZ2, Iñigo ZUBEROGOITIA3, Jesús T.GARCÍA4, Roberto CARBONELL5, Manuela DE LUCAS6 & Mario DÍAZ5*

RESUMEN.—La evaluación de impacto ambiental sobre las poblaciones de aves rapaces: problemas de eje-cución y posibles soluciones. La evaluación de impacto ambiental de proyectos es en la actualidad la principalherramienta legal para prevenir los efectos negativos de las actividades humanas sobre los recursos naturales,integrando de esta manera la conservación de estos recursos en el desarrollo socioeconómico. Desgraciada-mente, la mala calidad general de estas evaluaciones está impidiendo que se alcance esta importante funciónpreventiva. En este trabajo se revisa de modo selectivo la información disponible sobre de la biología de ungrupo de aves, las rapaces diurnas y nocturnas, potencialmente útil para la correcta realización de estudios deimpacto ambiental. El objetivo de esta revisión es analizar si la mala calidad de estos estudios se debe a ca-rencias importantes de información o si, por el contrario, existen limitaciones, intrínsecas o extrínsecas, de lasevaluaciones de impacto para la consecución de sus objetivos. Con base en la bibliografía revisada, cabe con-cluir que existe información contrastada suficiente como para desarrollar estudios y evaluaciones de impactoadecuados sobre poblaciones de aves rapaces a escala de lugares de nidificación y áreas de campeo, faltando in-formación básica para desarrollar evaluaciones a escalas mayores (poblaciones y metapoblaciones). Se sugie-re que debería controlarse con más rigor la calidad de los estudios de impacto ambiental y de los profesionalesque los realizan, y se indican las limitaciones de las evaluaciones de impacto ambiental para el análisis de efec-tos a escalas espaciales amplias. Para solventar este último problema se recomienda, por un lado, la adquisiciónde la información de base pertinente y, por otro, el desarrollo de las evaluaciones estratégicas ambientales deplanes de desarrollo como marco para la realización de los estudios de impacto ambiental.

Palabras clave: demografía, escalas de análisis, especies paraguas, estudios de impacto ambiental, eva-luación de impacto ambiental, evaluación estratégica ambiental, rapaces, selección de hábitat.

INTRODUCCIÓN

La destrucción y la alteración de los hábitatsnaturales y seminaturales es en la actualidad lacausa más frecuente del declive de las pobla-ciones de aves tanto a escala nacional (Ma-droño et al., 2003), como europea (Tucker &Heath, 1994) e incluso mundial (Stattersfield &Capper, 2000). Inicialmente, este problema tra-tó de solventarse mediante la identificación,protección y manejo de aquellas zonas quemantenían las últimas poblaciones de aves es-casas, amenazadas o en declive. No obstante,esta aproximación basada en la creación de zo-nas protegidas (IBAs —áreas importantes paralas aves— y ZEPAs —zonas de especial pro-tección para las aves—; Grimmett & Jones,1989; Viada, 1998), si bien necesaria, presentatres limitaciones importantes. En primer lugar,el establecimiento de una zona protegida nogarantiza el mantenimiento de sus poblacionesde aves a largo plazo, pues el tamaño de estaszonas es, en general, demasiado pequeño para:(1) evitar el fenómeno de pérdida estocástica deespecies asociada a la fragmentación de los há-bitats (relajación faunística; Karr, 1990); y (2)suprimir la influencia de la alteración de loshábitats periféricos —atmósfera y clima inclui-dos—, sobre los hábitats del interior de la re-serva (Díaz, 2003). En segundo lugar, muchas

especies amenazadas o en declive dependen dehábitats seminaturales tales como medios agrí-colas extensivos o bosques gestionados, cuyomantenimiento depende del manejo tradicionalde dichos hábitats más que de una protecciónestricta (Donald et al., 2001). En tercer lugar,buena parte de las poblaciones animales, y enparticular de aves, pueden presentar una granmovilidad a lo largo de su ciclo vital, con loque la protección de áreas concretas o redes deáreas puede no garantizar su conservación(Tucker & Evans, 1997).

Para solventar las limitaciones que conllevaconservar sólo ciertas áreas protegidas, en lasúltimas décadas se va incorporando en la polí-tica ambiental la idea del principio de preven-ción y de ordenamiento de las actividades hu-manas. Los sucesivos programas sobre medioambiente de las instituciones europeas han idoinsistiendo en que la mejor manera de actuar enesta materia es tratar de evitar deterioros am-bientales en lugar de restaurarlos una vez pro-ducidos. En esta línea destaca la evaluación deimpacto ambiental como una herramienta quepermite prevenir daños sobre los recursos natu-rales derivados de proyectos de desarrollo. Elimpacto de proyectos y actividades con inci-dencia ambiental importante fue regulado enla normativa española de un modo fragmentariohasta 1986. En este año se traspuso la Directiva

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SUMMARY.—Environmental impact assessment on raptor populations: difficulties in implementationand a search for solutions. The environmental impact assessment of projects is currently the main tool for pre-venting negative impacts of human activities on natural resources, thus allowing the integration of socio-eco-nomic development and conservation. Unfortunately, the general low quality of environmental impact studies,and thus the assessments derived from them, makes them useless for accomplishing this task. In this paper wereview biological information potentially useful for the proper development of studies of environmental im-pact on raptor populations in Spain. Our main aim is to analyse whether the low quality that characterizes thistype of studies is due to a lack of relevant biological information on raptors, or to limitations, either intrinsicor extrinsic, of the environmental impact assessment process itself that intends to protect raptors populationsfrom potentially harmful human activities. Based on a selective literature review, we conclude that there is suf-ficient biological information to carry out proper studies of the impact of human activities on most Spanishraptor populations, provided that the focus is on the effects on nesting places and home ranges; however, the-re is a general lack of relevant information needed to evaluate impacts on populations and metapopulations.We suggest that both the environmental impact studies and the professionals who work on them should bemonitored much more closely by the public administration, in order to prevent malfunctions or wrong as-sessments from an ecological viewpoint. Also, we indicate which are the main limitations encounteredwhen analysing impacts on a large-scale basis, i.e. on raptor populations and metapopulations. In order to sol-ve problems associated with the latter, we recommend, on the one hand, the acquisition of proper ecologicaldata and information, and, on the other, the implementation of Strategic Environmental Assessments ofPlans and Programs of Development.

Key words: demography, environmental impact assessment, environmental impact studies, habitat se-lection, population dynamics, raptors, scales of analysis, strategic environmental assessment, umbrella species.

85/337/CEE relativa a la evaluación de las re-percusiones de determinados proyectos públi-cos y privados sobre el medio ambiente. Deeste modo se alcanzó un reconocimiento gene-ral de la evaluación de impacto ambiental comouna potente herramienta técnica y administrati-va para la preservación de los recursos natura-les y defensa del medio ambiente (R.D.L.1302/1986).

La evaluación de impacto ambiental es unprocedimiento administrativo que incluye elconjunto de estudios e informes técnicos y deconsultas que permiten estimar los efectos quela ejecución de un determinado proyecto o ac-tividad causará sobre el medio ambiente, con elfin de prevenir, evitar y corregir dichos efectos(R.D.L. 1302/1986). Consiste en un procesoque se inicia con la definición genérica del pro-yecto que se pretende realizar y culmina con laDeclaración de Impacto. La evaluación se rea-liza sobre la base del estudio de impacto am-biental, que es el documento técnico presentadopor el promotor del proyecto o actividad y quedebe identificar, describir y valorar de maneraapropiada los efectos previsibles que la realiza-ción del proyecto o actividad produciría sobrelos distintos aspectos ambientales, valorandodiferentes alternativas técnicamente viables. Eneste proceso se incluye un periodo de informa-ción pública para incorporar en las evaluacio-nes de impacto ambiental las alegaciones deafectados o de cualquier interesado. Con baseen la evaluación de impacto y las alegaciones,el organismo competente en materia ambiental(Administración regional o estatal, según eltipo de proyecto) emite una Declaración de Im-pacto Ambiental, que formula y recoge las con-diciones de ejecución del proyecto (incluida lano-ejecución) necesarias para proteger el medioambiente y los recursos naturales (R.D.L1302/1986; R.D. 1131/1988).

En la práctica, no obstante, esta herramientano siempre ha conseguido integrar la protec-ción de la diversidad biológica en el desarrollode proyectos (Petts, 1999; Treewek, 1999; Her-nández, 2000). Las razones de esta falta de efi-cacia pueden estar relacionadas con limitacio-nes intrínsecas al modo de realización de losestudios de impacto ambiental, como es la re-ducida escala espacial y temporal en las que sedesarrollan habitualmente. Este hecho impidepoder evaluar correctamente los impactos acu-mulados, impactos indirectos e interacciones

entre impactos cuando se van a realizar dife-rentes proyectos en una misma zona, así comoevaluar impactos en zonas más o menos aleja-das de las afectadas por el proyecto (véaseOñate et al., 2002 para una revisión). Otro pro-blema asociado a la corta duración temporalde estos estudios es la necesidad de recurrir ainformación bibliográfica contrastada. Esta in-formación puede ser inadecuada o poco accesi-ble para los profesionales que ejecutan los es-tudios de impacto ambiental, especialmentecuando su transferencia desde los científicosque la generan es escasa o inexistente (Tree-wek, 1999; Díaz et al., 2001).

Por otro lado, existen una serie de proble-mas extrínsecos al procedimiento de evalua-ción de impacto, ligados a decisiones políticasy administrativas, que pueden dificultar su co-rrecto desarrollo. El hecho de que sean los pro-pios promotores de los proyectos los que debanrealizar los estudios de impacto ambiental pue-de llevar a considerarlos meros trámites admi-nistrativos, especialmente cuando la calidad deestos estudios no es correctamente evaluadapor los técnicos de la administración encarga-dos de realizar la evaluación de impacto (Her-nández, 2000). Esta situación puede causar quelos promotores descuiden la cualificación téc-nica de los profesionales que realizan los estu-dios de impacto ambiental a favor de otros cri-terios como los económicos en tiempo y dinero.Sería difícil imaginar un promotor de una ins-talación que no se asegure de la capacidad téc-nica de los equipos que diseñan los elementosconstructivos de la misma; sin embargo, estoparece suceder con frecuencia en los estudiosde impacto ambiental.

El presente trabajo pretende poner de mani-fiesto algunos problemas relacionados con lasevaluaciones de impacto en nuestro país, conánimo de que los distintos colectivos implica-dos reflexionemos sobre la necesidad de mejo-ras sustanciales en la ejecución de esta impor-tante herramienta de conservación. A modo deejemplo, se realizará una revisión de la infor-mación biológica potencialmente útil para lamejora del desarrollo de los estudios de impac-to ambiental sobre poblaciones de aves rapaces,tanto diurnas como nocturnas (conocimientossobre selección de hábitat y demografía, fun-damentalmente; véanse, por ejemplo, Telleríaet al., 1992; Díaz et al., 2001). Este grupo deaves tiene una importancia a menudo crítica en

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las evaluaciones de impacto ambiental en nues-tro país. Su gran atractivo social ha llevado aque muchas rapaces sean consideradas espe-cies bandera (Simberloff, 1998). Son aves demediano o gran tamaño, con áreas de campeoen general amplias y que requieren una granvariedad de hábitats para desarrollar sus ciclosvitales, lo que implica que su conservaciónefectiva requiera la protección de extensos te-rritorios. Esta cualidad implica que muchas ra-paces puedan utilizarse como especies para-guas, cuya protección beneficia a muchas otrasespecies (Simberloff, 1998). Una elevada pro-porción de las especies de aves rapaces cuentacon poblaciones reducidas o en declive, lo queimplica que el mantenimiento de sus poblacio-nes necesite una protección efectiva de su en-torno a corto o medio plazo. Este hecho ha con-llevado un importante esfuerzo de investigaciónaplicada en los últimos años, hasta el punto deque existe una revista científica de alta difu-sión internacional dedicada exclusivamente aeste grupo de aves (Journal of Raptor Re-search). Mediante esta revisión de la informa-ción científica sobre este grupo de aves pre-tendemos analizar si existe información sufi-ciente como para evaluar el impacto ambientalde proyectos sobre las aves rapaces de una ma-nera rigurosa, divulgar esta información y po-ner de manifiesto carencias importantes si lashubiere. Finalmente, se tratarán algunos pro-blemas extrínsecos al procedimiento de eva-luación de impacto ambiental que dificultan eluso de esta información de base, así como po-sibles modos de solventarlos.

LIMITACIONES INTRÍNSECAS

1. Escalas de evaluación

Las aves rapaces, al igual que otros anima-les de tamaño mediano o grande, suelen teneráreas de campeo que incluyen hábitats de dis-tinta composición y estructura. Por esta razón,pueden distinguirse hasta cuatro escalas espa-ciales relevantes para evaluar el impacto deproyectos sobre sus poblaciones: 1) requeri-mientos de nidificación (características de loslugares donde se ubican los nidos); 2) caracte-rísticas de las áreas de campeo en torno a losnidos; 3) características del área que ocupa lapoblación local; y 4) características del paisaje

que engloba varias subpoblaciones locales se-paradas en el espacio pero conectadas por mi-grantes ocasionales (metapoblaciones; Hanski,1999). Las dimensiones concretas de cada unade estas escalas espaciales pueden establecersede manera más o menos arbitraria cuando noexiste información detallada sobre la ecologíade las especies analizadas (Sánchez-Zapata &Calvo, 1999; Martínez et al., 2003) o, a ser po-sible, atendiendo a criterios biológicos (Martí-nez, 2002; Martínez et al., 2003). Para las dosprimeras escalas es especialmente útil la infor-mación derivada de estudios sobre selecciónde hábitat (North & Reynolds, 1996; Pribil &Picman, 1997). Para la tercera escala, las eva-luaciones deberían centrarse en el análisis delas repercusiones de los proyectos sobre el ta-maño de la población utilizando modelos deabundancia (Sánchez-Zapata, 1999; Loyn etal., 2001; Zuberogoitia, 2002). Finalmente, lacuarta escala requiere la descripción de la es-tructura metapoblacional de las poblaciones in-volucradas (Serrano & Tella, 2003), junto conla de las áreas de dispersión que, aunque notengan un papel importante durante el periodoreproductor, sí que pueden ser de vital impor-tancia para la supervivencia de los jóvenes trassu emancipación y de los adultos durante el pe-riodo no reproductor (González, 1991; Mañosaet al., 1998; Sánchez-Zapata, 1999; Ferrer,2001). Dado que en muchos casos la dinámicade una metapoblación no se puede deducir de ladinámica de las subpoblaciones que la compo-nen (supervivencia, fecundidad, factores esto-cásticos, tasas de intercambio de individuos), laincorporación de la escala de metapoblacionesen los estudios de impacto ambiental pude re-sultar un factor decisivo como parte de una es-trategia de desarrollo sostenible (Akçakaya,2000).

1.1. Problemas derivados del uso de escalasinadecuadas

El protocolo habitual de los estudios de im-pacto ambiental se basa en la subdivisión delimpacto según actuaciones de orden menor. Lainstalación de un parque eólico, por ejemplo, sesuele dividir en voladuras, desmontes, aperturade caminos, líneas de evacuación, etc. En lapráctica, es frecuente que para la evaluaciónfinal se asuma que (1) el impacto final resul-


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tante es una combinación lineal de los impactosindividuales, (2) cada actuación causante deimpactos es susceptible de ser compensada in-dividualmente de manera efectiva mediantemedidas correctoras y (3) las actuaciones quese llevan a cabo fuera de la estación reproduc-tora no afectan a la probabilidad de ocupaciónde los territorios.

Respecto a las dos primeras asunciones, cabedecir que, debido a la estructura de organiza-ción de los ecosistemas y a cómo se relacionanentre sí los distintos elementos que los com-ponen, la modificación de uno de ellos afectade formas muy diversas al resto de los elemen-tos (Martín-Cantarino, 1999). Respecto a la ter-cera asunción, está ampliamente documentadoque tanto las molestias causadas por las activi-dades arriba mencionadas como las alteracionesde la composición y estructura del hábitat pue-den modificar los patrones de campeo de avesrapaces (Gamauf & Preleuthner, 1996; Martí-nez et al., 1999), reducir su éxito reproductor(Izquierdo, 1996; Galeotti et al., 1997) o pro-vocar cambios en la distribución espacial delos territorios (Penteriani & Faivre, 1997;Ramsden, 1998; Sergio et al., 2002) tanto en laépoca de cría como fuera de ella. Además, losmodelos de preferencias de hábitat para espe-cies que ocupan territorios alterados (canterasen activo, zonas con sobreabundancia de ca-minos transitables) ponen de manifiesto que laocupación de dichos territorios puede no repre-sentar tanto las preferencias de hábitat de lasespecies involucradas como el carácter poten-cialmente subóptimo de esos territorios resul-tante de las actuaciones realizadas (Martínezet al., 1999; Rico et al., 2001; Martínez, 2002;Martínez et al., 2003).

No obstante, lo más frecuente es que elapartado de fauna de un estudio de impactoambiental se reduzca a tan sólo los requeri-mientos de nidificación (aunque cada vez seestán tomando más en cuenta los pasos migra-torios). La bibliografía muestra que las varia-bles descriptoras del paisaje que influyen, demanera positiva o negativa, en la probabilidadde ocupación de los territorios varían en fun-ción de la escala (Loyn et al., 2000; Martínezet al., 2003). Supongamos que se pretendeconstruir una carretera cuyo trazado coincidecon una zona de alimentación preferencial deuna especie, pero donde no se han detectadonidos de la misma. Si el análisis de los impac-

tos potenciales se realiza tan sólo a la escala derequerimientos de nidificación, se podría llegara concluir que no existe un riesgo previsiblepara dicha población de aves. En cambio, unanálisis a escalas superiores (áreas de campeoy población local) podría revelar que la proba-bilidad de abandono del territorio es alta a me-nos que se preserven los nidos y se mantengala disponibilidad de alimento, puesto que lareproducción está normalmente ligada a laabundancia del mismo (revisión en Newton,1998). Sin embargo, los efectos de la reduc-ción de la cantidad de alimento sobre la re-producción son, en general, difíciles de detec-tar, puesto que operan a distintas escalasespaciales (desde territorios simples hastagrandes áreas geográficas) y temporales (desdea largo plazo hasta efectos en pocos minutos).En la literatura podemos encontrar numerososejemplos de la influencia del alimento sobre lareproducción de distintas especies como elÁguila-azor Perdicera Hieraetus fasciatus(Ontiveros & Pleguezuelos, 2000; Mañosa etal., 1998; Real & Mañosa, 2001), los aguilu-chos del género Circus (Arroyo, 1998; Sala-molard et al., 2000; Amar & Redpath, 2002;Redpath et al., 2002), el Halcón Peregrino Fal-co peregrinus (Zuberogoitia et al., 2002), elMochuelo Boreal Aegolius funereus (Norrdahl& Korpimäki, 1996) o el Búho Real Bubobubo (Martínez & Zuberogoitia, 2001; Martí-nez & Calvo, 2001), entre otros. Esta impor-tancia del alimento a la escala del área de cam-peo se ha empleado para establecer medidascorrectoras basadas en fuentes artificiales dealimento, tales como palomares, vivares paraconejos, etc. Este razonamiento, en principioatractivo y de uso extendido en algunas zonascomo la Comunidad Valenciana, puede sinembargo resultar falaz si se amplía la escala deevaluación a las poblaciones o metapoblacio-nes. Por ejemplo, Ontiveros & Pleguezuelos(2000) han puesto de manifiesto que estas me-didas correctoras a escala de área de campeoprobablemente serán poco eficaces en el casode las poblaciones meridionales de Águila-azor Perdicera, cuya distribución parece estarlimitada por la estructura, composición y ex-tensión de las zonas de campeo, especialmenteen áreas en las que la mortalidad causada porla caza ilegal, la electrocución o la colisión esacusada (véase Mañosa et al., 1998; Real &Mañosa, 2001).


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2. Disponibilidad de información relevante

El estudio de impacto sobre la fauna se de-sarrolla utilizando varios tipos de aproxima-ción o una combinación de varias aproxima-ciones:

a) Aproximación descriptiva, mediante lacual se valoran de forma deductiva los impac-tos caracterizados en las fases anteriores y seaplican los criterios para la significación de losefectos (deduciendo, por ejemplo, si los impac-tos de la actuación sobre una determinada es-pecie serán positivos o negativos, permanen-tes o temporales, etc.). La calidad de estaaproximación depende críticamente de la cali-dad de las fuentes bibliográficas utilizadas. Paralas rapaces ibéricas existen varias revisionesgenerales más o menos recientes, como las deDíaz et al. (1996), Purroy (1997) y Madroño etal. (2003), así como obras de revisión para es-pecies o grupos de especies concretas (porejemplo, Donázar, 1993; Ferrer, 2001; Zubero-goitia et al., 2002). Las guías de campo no sonfuentes adecuadas de información, pues su ob-jetivo principal es iniciar a los aficionados en laidentificación de aves, no revisar el estado deconocimientos sobre su biología.

b) Aproximación valorativa, en la que setrabaja con indicadores y se asignan distintosniveles cualitativos o cuantitativos a los impac-tos. Esta aproximación permite la comparaciónentre distintos impactos o entre distintas alter-nativas, siendo muy frecuente el uso de mode-los predictivos. Los modelos más usados sonlos de selección de hábitat (por ejemplo, Telle-ría et al., 1992; Díaz et al., 2001) o los demo-gráficos, combinados con el uso de radio-se-guimiento para estimar la influencia de laimplantación de una infraestructura sobre pará-metros seleccionados previamente (Shenk etal., 1996).

c) Aproximaciones experimentales, en lasque se compara la evolución de las poblacionesen el área afectada y en áreas control, sin ac-tuación (Hunt, 1998; NWCC, 1999), e inclusose simula la denominada «Alternativa 0» (Oña-te et al., 2002). Esta alternativa ya está empe-zando a ser incluida en los procedimientos deevaluación de impacto ambiental de algunascomunidades autónomas (Comunidad de Ma-drid; Ley 2/2002), y consiste en un conjuntode parámetros mensurables que definen la cali-

dad actual del medio ambiente y su probableevolución en el caso de que no se desarrolle elproyecto en cuestión, de modo que se tenga unelemento de referencia para identificar y eva-luar correctamente los impactos potenciales dela actividad que se propone.

Sea cual sea el nivel de aproximación que seutilice hay que tener muy presente que la ex-trapolación de resultados de unos estudios deimpacto a otros es, en general, poco recomen-dable. Es muy normal encontrar en estos estu-dios de impacto situaciones en las que se extra-polan los resultados obtenidos en una regiónbiogeográfica a zonas de actuación distinta, loque puede representar un serio problema. Porejemplo, la catalogación del Abejero EuropeoPernis apivorus en el País Vasco (que condi-ciona su valoración en los estudios de impactoambiental) está basada en los resultados obte-nidos en la provincia de Álava, de carácter cla-ramente mediterráneo (Martínez et al., 1995),donde esta ave utiliza bosques de frondosas(Gainzarain, 1998), mientras que en Vizcaya,de carácter eminentemente eurosiberiano (Loi-di, 1987), la especie está ligada a las planta-ciones de coníferas y eucaliptos (datos pro-pios). Esta práctica es ocasionalmenteaceptable, aunque de alcance limitado. Para sucorrecta aplicación deben especificarse clara-mente las asunciones que guían el trabajo y de-jar claro que la extrapolación se basa en unaopinión experta (McDonald, 1995). La inferen-cia deductiva extendida mas allá de un área deestudio sólo es posible cuando un buen númerode estudios independientes llega a los mismosresultados, mientras que la inferencia estadísti-ca mas allá de una zona de estudio es general-mente impracticable (McDonald, 1995). Porejemplo, la aplicación de radios de amortigua-ción a partir de los modelos publicados (Mon-topoli & Anderson, 1991) debe ser valorada denovo en cada ocasión.

Otro ejemplo ilustrativo de extrapolacionesque podrían ser erróneas es el empleo frecuen-te de las tasas de mortalidad obtenidas en losestudios realizados en los campos de aerogene-radores de la zona de Gibraltar para los estudiosde impacto de otros parques eólicos. Las tasasde mortalidad potencial (número de muertespor paso a través del espacio que quedará abar-cado por las aspas del aerogenerador) no soniguales en los distintos parques eólicos y su


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utilización indebida puede provocar evaluacio-nes de impacto erróneas. Las diferentes espe-cies de aves que vuelan por un parque eólicotienen tasas de mortalidad potencial diferentes(Barrios & Martí, 1995) y el significado de es-tas tasas es diferente según el status migrador oresidente de las poblaciones de estas especies.Imaginemos una tasa de mortalidad potencialde un ave por cada mil pasos. Si la especie esfundamentalmente migradora, esta mortalidadpodría ser asumida, puesto que cada individuopasa sólo una vez por estas zonas durante elviaje migratorio y el resultado de instalar el ae-rogenerador sería de un ave muerta por cadamil que pasan. La misma tasa de mortalidadpodría ser catastrófica para poblaciones resi-dentes, pues los individuos podrían tender a re-petir asiduamente los mismos movimientos du-rante todo el año e incluso durante toda su vida.Si se calcula la tasa de paso diario de un avesobre el emplazamiento y se multiplica por lavida media de la especie, el resultado sería devarios miles de pasos de cada individuo por lazona de riesgo. Una tasa de mortalidad de unopor mil significaría por tanto que el individuoacabaría muerto por colisión tarde o temprano,a no ser que aprendiera a evitar las zonas deriesgo. No hay motivos para suponer que puedahaber un aprendizaje en sentido estricto porparte de los individuos (aspecto no estudiado enla mayoría de las especies), puesto que en casode error se produce la muerte del animal, aun-que sí se han detectado cambios de comporta-miento en las aves que inducen a suponer queson capaces de detectar la presencia de un obs-táculo (en este caso el parque eólico; Osborn etal., 2000) y variar su trayectoria de vuelo (DeLucas et al., 2003). Finalmente, si tras la muer-te de un individuo se produce la ocupación desu territorio por individuos de otras zonas, queindefectiblemente seguirían la misma suerte, elparque eólico podría convertirse además en unsumidero para las poblaciones del entorno (On-rubia et al., 2001).

2.1. Efectos de actividades humanas sobre poblaciones de rapaces

A continuación recopilamos diferentes estu-dios que ofrecen numerosos ejemplos de cómoafectan o pueden afectar las actuaciones sobreel medio ambiente a distintas especies de aves

rapaces. Estos ejemplos pueden ser de utilidada la hora de enfrentarnos a determinados estu-dios de impacto ambiental y aportan una ideadel tipo de información con la que se cuenta eneste tipo de estudios.

Efectos a escala de los lugares de nidificacióny las áreas de campeo

Quizá uno de los aspectos más estudiadosen las aves sean sus requerimientos a la hora deescoger sus lugares de nidificación (ubicaciónconcreta de los nidos y características de lasáreas de campeo). Podemos encontrar nume-rosos ejemplos en la literatura que hemos agru-pado en los cuatro grandes tipos de paisaje denuestro país que suelen concentrar estas actua-ciones sobre el medio ambiente (medios fores-tales, medios de montaña, zonas húmedas ymedios agrícolas).

Medios forestales

Las características del microhábitat de nidi-ficación, tales como la estructura del arboladoen el entorno del nido (densidad de pies/ha) y latipología del árbol que lo sostiene, son deter-minantes para la reproducción de las rapacesforestales (Dijak et al., 1990; Selas, 1997; Rot-tenborn, 2000), por lo que las actuaciones di-rectas sobre estas variables condicionan, en lamayoría de los casos, la reproducción. Estascaracterísticas del microhábitat varían segúnlas especies y las zonas, pero se puede encon-trar abundante literatura sobre este tema en dis-tintas zonas de nuestra geografía.

De esta forma, las actuaciones forestales rea-lizadas en las proximidades de los nidos comoentresacas, aclareos, cortas a hecho, o los tur-nos de corta, pueden afectar negativamente alas rapaces forestales (Fargallo et al., 1998;García-Dios & Viñuela, 2000; Suárez et al.,2000). Para algunas especies muy sensibles, in-cluso la mera presencia de caminos con tránsi-to de personas o vehículos puede condicionar laubicación de los nidos, como es el caso de losBuitres Negros Aegypius monachus del ParqueNacional de Cabañeros, que no nidifican a me-nos de 400 m de pistas y caminos forestales(Jiménez, 2002), o el éxito reproductor de lasparejas, como es el caso del Águila Imperial


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Ibérica Aquila adalberti en Madrid (Soto-Lar-go, 1996). Sin embargo, estas actuaciones notienen por qué tener el mismo efecto en todaslas especies forestales. Por ejemplo, algunasrapaces parecen tolerar actuaciones silvícolasen las zonas de nidificación (Bakaloudis et al.,2001) siempre que la reducción de la coberturaarbórea no exceda determinado umbral. Parael Azor Común Accipiter gentilis el límite dereducción de masa forestal ha sido estimadoen un 30% en el centro de Italia y en el este deFrancia (Penteriani & Faivre, 2001). Otras ra-paces forestales requieren cierta estructura delbosque que no se mantendrían sin actuacionessilvícolas. Este es el caso del Mochuelo Boreal,cuya presencia y productividad está asociadaa la existencia de zonas de claros en proporcio-nes mayores del 30% (Hakkarainen et al.,1996; Mariné & Dalmau, 2000), mientras queotras especies holárticas tales como el AzorComún, el Esmerejón Falco columbarius o elCárabo Lapón Strix nebulosa responden positi-vamente a fragmentos grandes de forma irre-gular (Petty, 1995; Duncan, 1997; Sulkava &Huhtala, 1997; Widén, 1997).

Medios de montaña

En las aves rapaces rupícolas, las molestias oalteraciones en las paredes de nidificación sue-len ser causa de abandono del territorio. Eneste sentido, cabe destacar por su especial rele-vancia los impactos generados por la aperturade caminos y pistas forestales y la construc-ción de canteras e instalación de parques eóli-cos. En general, las molestias causadas por lasactuaciones en las inmediaciones de las paredesrocosas ocupadas por rapaces tienen efectosnegativos sobre la probabilidad de asentamien-to de estas aves y su éxito reproductor (Doná-zar, 1993; Donázar et al., 1993; Gil-Sánchezet al., 1996; Gil-Sánchez, 1999; Olea et al.,1999; Ontiveros, 1999; Rico et al., 2001; Mar-tínez et al., 2003). Además, la accesibilidad delos nidos favorece la acción de cazadores furti-vos (Heredia et al., 1988), facilita el trasiego deexcursionistas (Izquierdo, 1996), ciclistas y ve-hículos motorizados por las inmediaciones delos nidos con las consiguientes molestias, si-tuaciones que puede determinar la persecucióndirecta de las aves adultas y pollos, la depreda-ción o pérdida de las nidadas por abandonos

prolongados de los padres y el cambio de loshábitos de prospección de las aves adultas (He-redia & Heredia, 1991). La magnitud de losimpactos causados por las molestias en el en-torno del nido puede ser inversamente propor-cional a la distancia a las paredes donde se si-túan los nidos, de modo que, para mitigar losimpactos negativos derivados, se han propuestoradios permanentes de restricción de activida-des de hasta 1200 m para el Pigargo EuropeoHaliaetus albicilla (Grubb et al., 1992) y 1500m para el Águila Real Aquila chrysaetos (Mc-Grary et al., 1998), aunque estos autores no in-corporan a su propuesta el efecto aditivo de laspreferencias o uso de hábitat, ni la valoraciónde la alteración de la estructura y composicióndel hábitat. Sería necesario un mayor númerode estudios para poder aplicar los radios de res-tricción a las especies ibéricas de una formaprecisa. Además, es preciso tener en cuenta quese dan casos de nidificación en lugares inespe-rados por sus características locales (Donázar,1993; Gil-Sánchez, 1999; Zuberogoitia et al.,2002).

Finalmente, también deben valorarse los im-pactos sobre estructuras alternativas de nidifi-cación o descanso. La probabilidad de ocupa-ción de territorios de varias especies estáfuertemente ligada a la presencia de cierto nu-mero de estructuras que actúen como dormi-deros o nidos alternativos (Ceballos & Doná-zar, 1990; Ramsden, 1998), lo que implica laexistencia de un umbral variable de escala es-pacial y de estructura del hábitat por debajodel cual el territorio será abandonado aunque sepreserve el nido.

Zonas húmedas

Los efectos sobre la estructura de la vegeta-ción de las zonas húmedas parecen ser decisi-vos en la evaluación de impactos sobre hume-dales a escala de lugares de nidificación(Martínez et al., 1999; Cooper, 2000), aunquepara algunas especies influyen también otrosfactores. Por ejemplo, la variación de los nive-les de agua en zonas de nidificación, la quemade carrizales, la desecación de lagunas y la ex-tracción de áridos en ríos pueden afectar direc-tamente a especies como el Aguilucho Lagune-ro Occidental Circus aeruginosus (Ferrero,1995). Las actividades forestales en el entorno


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de las zonas húmedas ocupadas por especiescomo el Águila Pescadora Pandion haliaetusinciden de manera negativa en su reproducción,bien sea debido a talas en las proximidades delnido durante la época de cría o a la tala de losárboles que sustentan los nidos o los inmedia-tamente cercanos fuera de dicha época (Sauro-la, 1997).

Medios agrícolas

La superficie ocupada por los cultivos cerea-listas de secano ha sufrido una considerable re-ducción desde el principio de la década de losochenta debido a la conversión en regadío o lapolítica de abandono voluntario promovida porla Unión Europea (Suárez et al., 1997). Un pro-blema peculiar para las rapaces de los cultivoscerealistas es que la Administración pocas ve-ces contempla la necesidad de someter a eva-luación de impacto ambiental las concentracio-nes parcelarias, eliminaciones de barbechos,cambios de cultivos de secano por regadíos,empleo masivo de pesticidas, instalación de va-llados, etc., sobre todo porque algunas de estasactuaciones son llevadas a cabo en superficiesno muy grandes que por tanto no están someti-das a evaluación de impacto. Los principalesfactores de riesgo sobre las poblaciones nidifi-cantes de estas especies son la alteración delhábitat y la modernización de las labores agrí-colas (Ferrero, 1995). En el primer caso, la sus-titución de cultivos de secano por cultivos deregadío o la unificación de las parcelas causa ladesaparición de orlas arbustivas, lindes de ve-getación silvestre y ribazos, que son empleadaspreferentemente por algunas especies para ob-tener su alimento (Tella et al., 1998) en el en-torno inmediato de sus colonias de cría (Ne-gro et al., 1993). En el segundo caso, el usode variedades de crecimiento rápido propiciaun adelanto de la maduración y la mecaniza-ción del campo supone una considerable re-ducción del tiempo empleado en la siega, conlo que los nidos de especies que crían en loscampos de cereal, como los Aguiluchos Cenizoy Pálido C. pygargus y C. cyaneus quedan aldescubierto demasiado pronto cuando no sontriturados por las máquinas (Ferrero, 1995). Enla actualidad, las medidas de conservación másextendidas son la búsqueda de nidos y su pro-tección, evitando que se siegue el cereal en un

radio determinado y protegiendo la zona contradepredadores. Estas medidas dan buenos resul-tados, aunque suponen un gran esfuerzo parasalvar pocas parejas (Castaño, 1995; Arroyo &Bretagnolle, 2000; Arroyo, et al., 2002; García& Arroyo, 2002).

Además de los cultivos cerealistas extensi-vos, existen otros sistemas agrícolas importan-tes para las aves rapaces. Así, en amplias zonasdel Levante los cultivos de cítricos se constitu-yen como los últimos hábitats costeros dispo-nibles para rapaces de porte pequeño (Martínez& López, 1999). Por ejemplo, en Valencia almenos el 73% (n = 23) de los nidos de LechuzaComún Tyto alba de la Huerta Sur han desapa-recido entre 1996 y 2001 como consecuenciade la desaparición de los cultivos de cítricos yde las estructuras de nidificación y descansoasociadas a los mismos (datos propios).

Efectos a escala de poblaciones locales y metapoblaciones

La evaluación de las consecuencias de laspérdidas de territorios, de los descensos en eléxito reproductor o de diversas causas de mor-talidad no natural sobre las tendencias demo-gráficas y la persistencia a largo plazo de laspoblaciones de rapaces está mucho menos de-sarrollada que la evaluación de efectos sobrenidos y áreas de campeo. Probablemente estoes debido a que se requiere información deta-llada y recogida a lo largo de una serie larga deaños, mientras que los estudios sobre selecciónde hábitat pueden realizarse en plazos muchomás breves. Existen, no obstante, varios estu-dios que relacionan la variabilidad en las ca-racterísticas del hábitat en torno a colonias decría con las tendencias demográficas de estascolonias, o que tratan de calcular el número deterritorios que podrían establecerse en áreas geográficas amplias en función de las caracte-rísticas de estas áreas y los patrones de selec-ción de hábitat de las especies analizadas. Así,Bustamante (1996a) estima las relaciones entrela distribución, tamaño y probabilidad de ex-tinción de las colonias de Cernícalo PrimillaFalco naumanni en Andalucía y los usos agrí-colas en torno a dichas colonias, encontrandoun marcado efecto de determinados cambiosen dichos usos sobre la persistencia de las po-blaciones locales de esta especie. González et


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al. (1990) analizaron el efecto de factores cli-máticos y de uso humano sobre la probabilidadde existencia de poblaciones locales de ÁguilasImperiales Ibéricas en hojas 1:50000 del mapageográfico nacional, encontrado efectos signi-ficativos y positivos de la extensión de bos-ques mediterráneos y negativos de la extensiónde cultivos de regadío. Bustamante (1996b) cal-cula el área de ocupación potencial por el Que-brantahuesos Gypaetus barbatus en los Pirine-os y Jiménez (2002) por el Buitre Negro en elParque Nacional de Cabañeros usando modelosde selección de hábitat y sistemas de informa-ción geográfica, concluyendo que existen áreasóptimas aún no ocupadas. Este resultado po-dría indicar que la pérdida de territorios de ni-dificación no sería un factor determinante delos bajos tamaños poblacionales de estas espe-cies.

En los últimos años se han documentado im-pactos de diversas infraestructuras, tales comotendidos eléctricos, parques eólicos o carrete-ras, en forma de mortalidad de adultos o jóve-nes o cambios en el comportamiento de variasespecies de rapaces (McGrary et al., 1986; Ho-well & Didonato, 1991; Colson, 1995; Martí-nez & López, 1995; Musters et al., 1996; Ferrer& Janss, 1999; Janss et al., 2001; Onrubia etal., 2001; Barrios & Rodríguez, 2003; de Lucaset al., 2003). No obstante, en muy pocos casosse ha demostrado el modo en que estos aumen-tos de mortalidad han afectado a las poblacio-nes locales de las especies analizadas. Un ejem-plo destacable es el descrito por Hunt (1998)para las Águilas Reales en torno al mayor par-que eólico del mundo en número de aerogene-radores, donde después de cuatro años de ra-dioseguimiento de 179 individuos detectaronuna tendencia poblacional en ligero descenso.Otros ejemplos son los de Mañosa et al. (1998)y Real & Mañosa (2001) para las Águilas-azorPerdiceras del noreste de España y por Ferrer(2001) para las Águilas Imperiales Ibéricas enel sur de España, en ambos casos debidos aelectrocución y colisión con tendidos eléctri-cos. En general, estos autores encuentran, em-pleando modelos demográficos deterministas,que el aumento de la mortalidad de la fracciónadulta de la población puede tener importantesconsecuencias a largo plazo, ya que la estrate-gia vital de estas especies está basada en unaelevada longevidad que compensa su baja pro-ductividad anual.

La viabilidad a largo plazo de las poblacio-nes no sólo depende de factores deterministas,sino también de factores aleatorios como lasoscilaciones interanuales del éxito reproductor,la razón de sexos de los pollos o las tasas deendogamia, entre otros. La importancia relativade estos factores aleatorios con respecto a losdeterministas depende del tamaño efectivo de lapoblación, existiendo un tamaño crítico, deno-minado tamaño mínimo viable, a partir del cualla probabilidad de extinción en un periodo dadose hace mayor que cero por efectos aleatorios(véase, por ejemplo, Meffe & Carroll, 1997).La determinación de estos tamaños mínimosviables requiere, no obstante, de informaciónmuy detallada sobre parámetros genéticos y de-mográficos y su variabilidad interanual, con loque hasta el momento sólo se han aplicado alanálisis de proyectos de cría en cautividad yreintroducción del Quebrantahuesos (Busta-mante, 1996c, 1998) y al proyecto de reintro-ducción del Águila Imperial Ibérica en Anda-lucía (Ferrer, 2002). Recientemente se hapublicado un avance de una simulación de lastendencias de las distintas subpoblaciones deesta última especie (Madero y Ferrer, 2002),que parece predecir su extinción en estado sal-vaje antes de 200 años dado que ninguna deellas parece tener un tamaño efectivo superioral mínimo viable. Una recomendación de la si-mulación es la creación de nuevas subpobla-ciones que puedan atraer individuos dispersan-tes, compensando así los procesos de extinciónlocal con procesos asistidos de recolonizaciónlocal.

Los balances entre extinción y recoloniza-ción y sus consecuencias para la persistencia alargo plazo de un conjunto de subpoblacionesparcialmente aisladas constituyen el núcleo dela teoría de metapoblaciones (Hanski, 1999).Las rapaces en general parecen ser malas reco-lonizadoras, quizá por problemas ligados a lapropia biología de las especies. Por ejemplo,un reciente estudio ha demostrado que el Agui-lucho Cenizo se reproduce principalmente enáreas donde la abundancia de alimento es ele-vada y donde el número de volantones produ-cidos en la temporada de cría anterior fue alto(Arroyo et al., 2002). Esto último implica que,en el caso de impactos negativos sobre la po-blación de una determinada zona en la que sereduzca el número de volantones producidos,los perjuicios no solo afectarán en esa tempo-


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rada de cría, sino que el número de reproducto-res en años posteriores se verá mermado. De lamisma forma, implica que la capacidad de queaparezcan nidos nuevos en zonas no ocupadasen años precedentes es muy baja, y que la crea-ción o fijación de nuevas colonias deben reali-zarse a partir de poblaciones ya existentes, don-de haya existido una buena productividad enaños previos. Este tipo de mecanismos podríaexplicar, al menos en parte, los fracasos detec-tados al intentar crear nuevas poblaciones o co-lonias de algunas aves (Cernícalos Primillas,por ejemplo) en zonas donde no criaba la espe-cie.

Por otro lado, las poblaciones de especies enexpansión, como el Buitre Leonado Gyps ful-vus, aumentan su área de distribución desde losbordes de áreas previas (Olea et al., 1999), ylos jóvenes tienden a ser muy filopátricos, tra-tando de instalarse en las proximidades de sulocalidad de nacimiento tras la dispersión juve-nil (Negro et al., 1997; Ferrer, 2001; Serrano etal., 2001; Serrano & Tella, 2003). Este hechoplantea, por un lado, que las extinciones desubpoblaciones locales de pequeño tamañosean muy difíciles de compensar, a no ser quese utilicen costosos métodos de recolonizaciónasistida (Madero & Ferrer, 2002). Por otro,pone de manifiesto la necesidad de conservarsubpoblaciones de tamaño superior al mínimoviable, evitando de modo prioritario la frag-mentación de las poblaciones actuales y favo-reciendo su expansión e interconexión por me-dio de corredores. Pequeñas pérdidas opequeñas ganancias en lugares estratégicos delárea de distribución pueden tener efectos des-proporcionados sobre la dinámica a largo plazode la metapoblación, con lo que deberían in-cluirse estos aspectos metapoblacionales en losestudios de impacto ambiental.

2.2. La opinión del experto

Podría considerarse que las evaluaciones deimpacto, así como los estudios de impacto am-biental, son en parte subjetivos, situándonos asíen la encrucijada entre los intereses particularesy su poder relativo (económico). En la práctica,es muy raro contar con todos los argumentoscientíficos arriba mencionados, por lo que laevaluación de impacto ambiental es por defini-ción parcialmente subjetiva, y la opinión del

experto es fundamental para el correcto desa-rrollo de estos estudios. El experto debe, noobstante, «definir de antemano los supuestosvalorativos que han guiado el trabajo» (Martín-Cantarino, 1999). Los efectos potenciales de laactuación que se propone y que se recogen enel estudio de impacto ambiental requiere de unproceso deductivo que sólo es capaz de realizarun experto en la materia. De la misma forma,los estudios del impacto ambiental sobre laspoblaciones de aves deberían someterse al cri-terio externo de un grupo de expertos naciona-les o internacionales, con el fin de decidir sobrela validez de los resultados y conclusiones pre-sentados en cada proyecto. De esta forma, losestudios de impacto ambiental que emulan unapequeña historia natural, la falta de documen-tación científica sobre las distintas especies ylos problemas que la actuación puede suponer-les, o los meros listados de especies, quedaríanrápidamente rechazados por defecto de forma,contribuyendo de forma progresiva a una ma-yor seriedad a la hora de encargar la realizaciónde este tipo de estudios.

LIMITACIONES EXTRÍNSECAS: CONTROL

DE LA CALIDAD DE LOS ESTUDIOS DE IMPACTO

Como puede apreciarse a la vista de losejemplos citados anteriormente, existe infor-mación contrastada suficiente como para desa-rrollar estudios y evaluaciones de impacto ade-cuados sobre las poblaciones de muchasespecies de aves rapaces, al menos de las másamenazadas, a las escalas de lugares de nidifi-cación y áreas de campeo, y utilizando aproxi-maciones descriptivas o valorativas. La escasacalidad de estos estudios y evaluaciones nopuede por tanto atribuirse a carencias gravesde información (véase Treewek, 1996 para unargumento similar en otro país), sino a otras li-mitaciones extrínsecas del proceso de evalua-ción de impacto ambiental.

Los responsables de realizar los estudios deimpacto ambiental en los que se basa la eva-luación de impacto son los promotores de losproyectos a evaluar, lo cual puede llevar a con-siderarlos como trámites administrativos si nose controla eficazmente su calidad por parte dela administración. La falta de control adminis-trativo puede venir dada bien por una forma-ción inadecuada de dichos técnicos o bien por


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falta de recursos materiales y humanos (Her-nández, 2000), hechos que reflejarían una faltade voluntad política real de dotar a los serviciosde la administración encargados de evaluar losestudios de impacto ambiental de personal ymedios necesarios. Ante esta situación, quepuede considerarse generalizada en nuestro paísa pesar de las muy honrosas excepciones, lospromotores tienden a subordinar los inventa-rios y estudios de impacto ambiental a otrosaspectos técnicos del proyecto, infravalorándo-los en tiempo y presupuesto, con lo que enbuen número de ocasiones los apartados relati-vos a la fauna y flora de estos estudios son me-ras revisiones basadas en bibliografía escasa,antigua e inadecuada.

La infravaloración de los estudios de impac-to por parte de los promotores parece estar pro-duciendo una cada vez más frecuente contrata-ción de asociaciones conservacionistas oecologistas que no cuentan con profesionalesadecuados para desarrollar esta labor de unmodo independiente y objetivo, al menos en elcaso de los estudios de impacto sobre las co-munidades de aves. Otras veces los estudiosson realizados por biólogos u otros profesio-nales poco cualificados. Ambas circunstanciasrepercuten negativamente en la calidad final delos estudios, aunque sean opciones más eco-nómicas para el promotor. Es cierto que muchade la información relevante para la realizaciónde evaluaciones de calidad se encuentra dis-persa en la literatura científica, que a su vezestá depositada en nuestro país en lugares muyconcretos. A modo de ejemplo, la mayor partede las referencias citadas en este trabajo estánpublicadas en inglés y en revistas especializa-das sólo disponibles en algunas bibliotecas uni-versitarias y de otros centros de investigación.Esta circunstancia obliga a los profesionalesque se dedican a la realización de estudios deimpacto ambiental a una elevada cualificacióntécnica y científica, que podría facilitarse po-tenciando una transferencia más efectiva de co-nocimientos que puedan ser útiles para la eva-luación de impactos desde la comunidadcientífica que los genera hacia estos profesio-nales. Algunos medios de potenciación de estatransferencia serían el desarrollo de cursos, ma-nuales o revisiones como la aquí esbozada, quefacilitasen a estos profesionales tanto la laborde alcanzar la cualificación exigida como la demantenerla ante el rápido avance de los cono-

cimientos científicos relevantes (muchas de lasreferencias empleadas en este trabajo, porejemplo, han sido publicadas en los últimosdos o tres años).

CONCLUSIONES

El procedimiento de evaluación de impactoambiental de proyectos es una de las mejoresherramientas legales con que contamos en laactualidad para la integración de desarrollo so-cioeconómico y conservación de los recursosnaturales (Petts, 1999; Treewek, 1999). No obs-tante, existen limitaciones intrínsecas y extrín-secas para su correcta ejecución que deberíansolventarse a fin de potenciar su importantefunción preventiva e integradora.

Limitaciones intrínsecas: posibles soluciones

El modelo vigente de los estudios de impac-to ambiental, excesivamente centrado en la au-toecología de los organismos y en la evaluacióndel impacto de actuaciones aisladas, debe servirde base para un nuevo modelo holístico de ges-tión de ecosistemas que solvente sus limitacio-nes intrínsecas. La previsible falta de estudiospara todas las especies involucradas en cadaárea de estudio podría sugerir que las medidascorrectoras o compensatorias que se despren-dan de los estudios de impacto ambiental sobreespecies paraguas (como las rapaces) podríancompensar, en parte, estas carencias de infor-mación básica. No obstante, incluso el uso deuna de las especies de rapaces para las que suautoecología está más ampliamente descrita, elCárabo Californiano Strix occidentalis, semuestra tan sólo como una estrategia de desa-rrollo sostenible parcialmente eficaz (USDA &USDI, 1994) comparada con la gestión inte-gral de ecosistemas (Marcot & Thomas, 1997).Por otro lado, la escala espacial reducida a laque se desarrollan la mayor parte de los estu-dios de impacto ambiental implica la ausenciade evaluaciones a otras escalas relevantes paralas poblaciones, tanto de rapaces, como de mu-chos otros organismos. Estas limitaciones po-drían ser solventadas mediante el reciente de-sarrollo de las evaluaciones estratégicasambientales de Planes y Programas de Desa-rrollo Regional (Therivel & Partidario, 1996;


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Díaz et al., 2001; Ley 2/2002 Comunidad deMadrid; D.L. 1/2000 Castilla y León; Oñateet al., 2002), que reconocen las limitacionesde los estudios de impacto ambiental de losproyectos individuales y consideran necesariouna evaluación ambiental previa de las opcio-nes estratégicas de nivel superior (por ejem-plo, grandes planes de infraestructuras como elPlan General de Carreteras, el Plan Hidrológi-co o el Plan Nacional de Regadíos). El desa-rrollo de estas evaluaciones estratégicas per-mitiría prevenir los potenciales efectosambientales transectoriales y estudiar las al-ternativas pertinentes, siempre y cuando existainformación sobre las áreas de distribución delas especies y sus requerimientos de hábitat alas escalas espaciales relevantes (Díaz et al.,2001).

Limitaciones extrínsecas: posibles soluciones

La Administración está obligada a controlarla calidad técnica de los estudios de impactoambiental, así como la integración del impactode cada actuación individual en el total de lasactuaciones previstas en regiones geográficascon sentido biológico, que para la fauna no tie-nen por qué coincidir necesariamente con los límites administrativos (provincias, autono-mías). Igualmente, se debería fomentar un en-foque experimental de los estudios de impactoambiental, que aproveche experiencias de ante-riores evaluaciones y medidas correctoras, enlugar del actual y ampliamente difundido enfo-que descriptivo (Hunt, 1998; NWCC, 1999).En particular, debería exigirse, siempre que seaposible, la contemplación de la «alternativa 0»,de modo que se tenga un elemento de referen-cia para identificar y evaluar correctamente losimpactos potenciales de la actividad que se pro-pone. Si lo que los promotores o las consultorasambientales subcontratadas piden a los profe-sionales es una evaluación comparada de variasalternativas sin incluir la «alternativa 0», estosprofesionales estarán forzados a dar un ciertovisto bueno al proyecto, aunque sea en el su-puesto menos perjudicial.

Hoy en día sigue existiendo una ostensiblefalta de acuerdo respecto a los criterios de cali-dad empleados por los departamentos respon-sables de la conservación de especies de lasdistintas autonomías, por los departamentos en-

cargados de la evaluación de los estudios deimpacto ambiental, por los técnicos que elabo-ran los estudios y por las sociedades científicasy grupos conservacionistas (Hernández, 2000).Esta situación, junto con el hecho de que sea elpromotor del proyecto el responsable del desa-rrollo del estudio de impacto ambiental, da lu-gar a situaciones tales como ‘guerras’ de in-formes y contrainformes, asignación deestudios de impacto a profesionales no com-petentes para su realización y, en definitiva, agrandes disparidades en la calidad final de losestudios presentados. La integración de crite-rios de calidad en los estudios de impacto am-biental y en sus evaluaciones podría ser factiblemediante la creación por parte de la adminis-tración de un organismo especifico análogo alRegional Ecosystem Office (RAO, Oficina Re-gional de Ecosistemas) norteamericano. De esteorganismo podría depender una red coordinadade Oficinas Autonómicas de Gestión de Eco-sistemas (OAGE), que serían responsables de larealización de las evaluaciones de impacto am-biental, bien directamente o mediante contrata-ción de profesionales cualificados y homolo-gados. La formación de estos profesionalespodría realizarse mediante planes de estudioespecíficos, bien dentro de licenciaturas yaexistentes como la de Ciencias Ambientales obien dentro de los estudios de postgrado, mien-tras que su homologación podría ser responsa-bilidad de grupos de asesores científicos a es-cala nacional o autonómica, de manera similara como ocurre actualmente para la homologa-ción de los aspirantes a profesores de Universi-dad. En todo caso, se trata de establecer con-troles de calidad que eviten la paradójicasituación de falta de uso eficaz de una herra-mienta y una información disponibles y rele-vantes para la conservación de nuestro patri-monio natural.

AGRADECIMIENTOS.—Cierto día, un consultor ledijo a uno de los autores (IZ) que el medio ambientees una forma de ganar dinero, el cómo no importa.Desde entonces uno de sus retos ha sido demostrarque esta idea, muy arraigada en nuestra sociedad, esla que hunde nuestro entorno, y la posibilidad decambiarla es lo que más coraje le da para seguir ade-lante. «Gracias» por el empujón. MD quisiera agra-decer a sus alumnos y compañeros docentes de laasignatura de Evaluación de Impacto Ambiental delPlan de Estudios de Ciencias Ambientales de la Uni-


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versidad de Castilla-La Mancha las oportunidadesde reflexionar sobre los temas expuestos en este tra-bajo. J. Cassinello, A. Barbosa y J. J. Sanz aportaroninteresantes sugerencias a una primera versión deltrabajo.

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[Recibido: 17-03-03][Aceptado: 31-03-03]


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La evaluación de impacto ambiental sobre las poblaciones de aves rapaces: problemas de ejecución y...

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