7a. Expo Forestal

Del 24 al 26 de septiembre de 2009Centro Banamex, Ciudad de México

Mayores informes: Conafor. Patricia Ovalle Mercado

Tel. (33) 3777 7000 ext. 1071. Correo electrónico: povalle@conafor.gob.mx

Ciencia y política pública

Publicación semestral Año 1 • Número 1 • 2009Enero-junio ISSN en trámite

Consejo editorial

Gerardo BoCCo Verdinelli

Centro de Investigaciones en Geografía Ambiental, UNAM

exequiel ezCurra

San Diego Natural History Museum

arturo Gómez PomPa

Instituto de Ecología, Xalapa

enrique ProVenCio

Consultor

GaBriel quadri de la torre

Ecosecurities

serGio reyes lujan

Fundación Packard

eduardo VeGa

UNAM

editores asoCiados

aliCia Castillo. Educación Ambiental

eduardo VeGa. Economía ambiental

ileana esPejel. Ordenamiento ecológico, manejo de recursos, medio ambiente, impacto ambiental

Cristina Cortinas de naVa. Residuos sólidos

rodolfo dirzo. Conservación

dr. ViCtor maGaña. Cambio climático

direCtor: Fedro Carlos Guillén

editores téCniCos: Arturo Sánchez y Gándara y Marina Robles

Coordinador editorial: Raúl Marcó del Pont Lalli

ediCión Para internet: Susana Escobar Maravillas

diseño de Portada: Álvaro Figueroa

Certificado de licitud de título: en trámite

Certificado de licitud de contenido: en trámite

Certificado de reserva de los derechos al uso exclusivo

del título y del contenido: en trámite

Derechos reservados: Semarnat-INE.

Esta edición consta de 500 ejemplares

Para mayores informes: Instituto Nacional de Ecología. Tel.: (55) 56 28 06 00 ext. 13276, fax: (55) 54 24 52 41.

InvestigaciónAmbientaL

PresentaCión 5

inVestiGaCión

Implicaciones del cambio de uso de suelo en la biodiversidad 6de los matorrales xerófilos: un enfoque multiescalar Laura Arriaga

Diversidad florística de las selvas húmedas en paisajes antropizados 17Rodolfo Dirzo, Armando Aguirre y Juan Carlos López

La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo en la República Mexicana 23Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

Tendencias y proyecciones del uso del suelo y la diversidad florística en Los Altos de Chiapas, 40México Mario González-Espinosa, Neptalí Ramírez-Marcial, Luis Galindo-Jaimes, Angélica Camacho-Cruz, Duncan Golicher, Luis Cayuela y José María Rey-Benayas

Cobertura vegetal y marginación en la costa mexicana 54Georges Seingier , Ileana Espejel y José Luis Fermán Almada

Contribución al análisis del cambio de uso del suelo y vegetación 70(1978-2000) en la Península de Baja California, MéxicoFernando Antonio Rosete Vergés, José Luís Pérez Damián y Gerardo Bocco

InvestigaciónAmbientaL

Instituto Nacional de Ecología • volumen 1enero-junio de 2009 • publicación semestral

ensayos

La conservación y una nueva visión del territorio 83Gabriel Quadri de la Torre

La guerra del agua en Cochabamba: un caso de palabras que hablan mal 91Juan Barrera

diVulGaCión

Libertad y responsabilidad en la divulgación de problemas ambientales 101Ana María Sánchez Mora

ClásiCos del medio amBiente

Sobre el tamaño correcto 107J.B.S. Haldane

reseñas

Colpaso 111

Desde su nacimiento hace un poco más de tres lustros, el Instituto Nacional de Ecología se ha constituido como una institución fundamental en la vida pública nacional, seña-ladamente en la construcción de los instrumentos más importantes de la política am-biental y en una segunda etapa como una de las entidades que realizan investigación de vanguardia en diversas materias con el fin de apuntalar las decisiones de política pública dotándolas de un andamiaje técnico y científico.

Varias son las razones que pueden explicar esta consolidación institucional; la dis-cusión de agendas de trabajo pertinentes, el carácter profesionalizado del personal que ha laborado en el Instituto y el aterrizaje operativo de propuestas que hoy son una rea-lidad como la estrategia de áreas protegidas, la manifestación de impacto ambiental o las unidades de manejo y aprovechamiento de la vida silvestre, entre otras. Un lugar particularmente importante en estas tareas se ha basado en un muy vigoroso programa de publicaciones. El Instituto Nacional de Ecología ha puesto al alcance del público inte-resado cientos de textos que dan cuenta de experiencias exitosas, problemas ambienta-les, así como información necesaria para la toma de decisiones. La Gaceta ecológica, que se ha producido a lo largo de dieciocho años, se convirtió en un documento de consulta imprescindible.

Como parte de un proceso de evolución y transición natural, el Instituto Nacional de Ecología ha tomado la decisión de transformar la publicación de la Gaceta ecológica y dar cabida a un nuevo proyecto: la revista Investigación Ambiental, un esfuerzo inédito que esperamos cumpla a cabalidad su propósito. La revista ha sido diseñada para dar cabida a los estudios y trabajos de investigación en materia ambiental producidos por la comunidad científica nacional e internacional, cuenta en su comité editorial con perso-nalidades imprescindibles en la materia y con un cuerpo de editores asociados y árbitros que, sin lugar a duda, representan un grupo experto que garantizará la calidad de este proyecto.

No hemos querido excluir dentro del potencial público lector a otros sectores intere-sados, es por ello que la revista contará con una sección de ensayo, otra de divulgación, así como reseñas de materiales que consideramos podrán ser de interés general.

Invitamos pues a todos ustedes para que se acerquen a nuestra revista y la hagan suya. Confiamos en que este esfuerzo podrá dar dividendos que contribuyan a incremen-tar los canales de difusión de lo que se investiga y propicien un debate tan necesario para que nuestro país cumpla con las imprescindibles metas ambientales que se ha fijado.

Presentación

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Recibido: 29 de septiembre de 2008 Aceptado: 27 de enero de 20096

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Implicaciones del cambio de uso de suelo en la biodiversidad de los matorrales xerófilos: un enfoque multiescalar

Laura Arriaga1

1 Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste. Mar

Bermejo No. 195, Col. Playa Palo de Santa Rita. La Paz,

Baja California Sur. 23090, México larriaga04@cibnor.

mx.

ResumenEn este trabajo se presentan las tendencias generales de los ecosistemas áridos y semiáridos del norte del país con relación a su conocimiento botánico, pérdida de hábitat natural y fragmentación, utilizando para ello los inventarios botánicos obtenidos para un periodo de 171 años relacionándolos espacialmente con las clases de uso de suelo y vegetación definidas por INEGI. En otra escala de análisis, se presenta el cambio de uso del suelo para los matorrales de la Región del Cabo de Baja California Sur, mediante un análisis sobre las áreas degradadas obtenidas para el periodo 1993-2001. Se presenta la magnitud de los cambios de uso de suelo debido al incremento de asentamientos humanos, la conversión agropecuaria y el incremento de las vías de comunicación rurales; asimismo se discuten las conse-cuencias ecológicas de la pérdida de cobertura vegetal en la biodiversidad y en los procesos ecosistémicos aso-ciados a estos desiertos costeros.

AbstractGeneral trends of biodiversity loss, fragmentation, and loss of natural habitats for arid and semiarid ecosystems in northern Mexico are presented in this work. Analyses were done based in field inventories of vascular plants for a time interval of 171 years. Sampling efforts were spatially correlated with INEGI´s land use and vegeta-tion classes. At another spatial scale, land degradation was analyzed for the desert scrubs of the Cape Region in Baja California Sur for a time interval comprised bet-ween 1993 and 2001. Results showed that the major land use changes for were due to an increase in human settlements, land conversion to agriculture and cattle raising activities, and to an increase in rural roads cons-truction. Ecological consequences of land use changes in biodiversity and ecosystems processes are discussed for these coastal desert scrubs.

Palabras clave Áreas degradadas, conocimiento botánico, fragmenta-ción, matorral xerófilo, pérdida de biodiversidad, zonas áridas y semiáridas.

Keywords Degradated areas, botanical knowledge, fragmenta-tion, biodiversity loss, arid and semiarid regions.

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InTrOduCCIón

Los desiertos de la región Neártica se encuentran en su mayoría en México y en el sur de Estados Unidos cu-briendo aproximadamente 1.7 millones de km2 aunque solamente 19% tiene alguna categoría de protección (Navone y Abraham 2006). A pesar de esta gran exten-sión territorial, las zonas desérticas año con año se ven seriamente afectadas por cambios en el uso del suelo, los cuales son el resultado de actividades humanas tales como el desarrollo de vías de comunicación y la expan-sión urbana, agrícola, ganadera, minera y turística. Estos cambios en el uso del suelo irrumpen el ambiente físico y biológico, erosionando el suelo, modificando el hábitat, las interacciones biológicas de sus poblaciones silvestres, el comportamiento animal y los procesos ecosistémicos; asimismo, aceleran la introducción de especies invasoras e incrementan la fragmentación de zonas silvestres en las áreas cercanas a caminos y desarrollos rurales y urbanos (Trombulak y Frissell 2000, Nellemann 2001, Arriaga et al. 2004).

Algunos autores (Potting y Bakes 2004) han mo-delado la tasa de pérdida de los desiertos a nivel global utilizando para ello los escenarios incluidos en el Reporte Especial sobre Emisiones del Panel Intergubernamental sobre Cambio Climático (IPCC 2000). De acuerdo con el escenario SRES A2, estos autores estiman que las áreas silvestres desérticas registradas a nivel global para el 2005 disminuirán del 59% a una cobertura por deba-jo del 31% para el 2050 y consideran que estas pérdi-das afectarán las áreas más productivas ubicadas en los márgenes de las zonas desérticas, en tanto que las áreas silvestres que permanecerán serán las áreas estériles con menor biodiversidad, en donde no se pueden establecer asentamientos humanos o en donde no es posible el de-sarrollo (Potting y Bakes 2004). Ante este panorama las zonas áridas y semiáridas de México no se excluyen, al contrario, están sujetas a las mismas amenazas que el resto de las áreas del mundo con la desventaja a nivel na-cional que su biodiversidad y sus procesos ecosistémicos están pobremente estudiados o simplemente se desco-nocen para algunas regiones del país.

En este trabajo se presentan las tendencias generales de los ecosistemas áridos del norte del país, con relación a su conocimiento botánico, pérdida de hábitat natural y fragmentación. En otra escala de análisis se presen-ta el cambio de uso del suelo para la Región del Cabo para el periodo 1993-2001 y se discute cuáles han sido

los principales cambios de uso del suelo en la región y las consecuencias ecológicas de la pérdida de cobertura vegetal.

TEndEnCIAS gEnErALES dE LOS ECOSISTEMAS árIdOS dEL PAíS

Conocimiento botánico

Tradicionalmente se ha considerado que los inventarios biológicos, a través de la colecta de especímenes cura-toriales, son la forma más generalizada para documentar la diversidad de especies. Los herbarios albergan infor-mación curatorial sobre extensas áreas geográficas que son de gran utilidad para describir floras regionales y para documentar patrones biogeográficos; sin embargo, a pe-sar de que los inventarios son el primer paso para evaluar la biodiversidad y se utilizan en muchos otros estudios sobre conservación, raramente se pueden encontrar in-ventarios florísticos completos. En México, los botánicos han realizado inventarios biológicos por casi dos siglos, aunque los esfuerzos de colecta han sido muy heterogé-neos y sesgados (Arriaga et al. 2005). Un ejemplo de ello son los inventarios de campo realizados por los botá-nicos en la porción árida y semiárida del norte de México, algunos de éstos documentados en las bases de datos taxonómicas del Sistema Nacional de Información sobre Biodiversidad (www.conabio.gob.mx), cuya representa-tividad a nivel estatal resulta aún muy pobre (Fig. 1). La mayor densidad de ejemplares de herbario está documen-tada para las dicotiledóneas de los estados de Querétaro, Hidalgo y Guanajuato, aunque los esfuerzos de colecta no necesariamente son suficientes; en tanto que para los estados de Sonora, Chihuahua, Coahuila y Zacatecas las colectas registradas son aún más incipientes e incomple-tas. En virtud de que los esfuerzos de colecta no han sido ni extensivos ni intensivos en esta región mexicana (Fig. 1), son pocas las interpretaciones e inferencias que se pueden hacer acerca de la riqueza de especies y su distri-bución, así como de los patrones de biodiversidad.

Cambios de uso del suelo y pérdida de biodiversidad

A nivel global el cambio de uso de suelo es una de las mayores amenazas a la biodiversidad. El análisis sobre los inventarios botánicos presentado en la sección an-terior ilustra este hecho a una escala nacional para las zonas áridas y semiáridas del norte de México (Fig. 2).

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Figura 1. Densidad de especímenes botánicos colectados en las zonas áridas y semiáridas del norte de México para un período de 171 años (1827-1998); incluye 96,302 registros para 10,772 especies, de acuerdo con las bases de datos taxonómicas compiladas en el Sistema Nacional de Información sobre Biodiversidad (www.conabio.gob.mx)

Figura 2. Riqueza de especies por categorías de uso del suelo y tipos de vegetación de acuerdo con INEGI. Solamente se consideraron las clases que presentaron más de 100 especímenes botánicos en las zonas áridas y semiáridas del norte de México para un periodo de 171 años (1827-1998) de acuerdo con las bases de datos taxonómicas compiladas en el Sistema Nacional de Información sobre Biodiversidad (www.conabio.gob.mx)

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Al agrupar estos registros curatoriales por tipos de ve-getación lo que se observa es que la mayor riqueza de plantas vasculares se registra actualmente en hábitat perturbados, incluyendo áreas de agricultura de tempo-ral (3979 especies), áreas urbanas (3100 especies), agricultura de riego (2476 especies), pastizales induci-dos (1661 especies) y cultivados (787 especies), de lo que se deduce que gran parte de estos registros conte-nidos en las bases de datos de los herbarios son históri-cos, ya que fueron colectados en áreas que actualmente están cubiertas por hábitat perturbados y en donde gran parte de esta biodiversidad ya se ha perdido (Fig. 2). Las clases con vegetación natural que registran mayor riqueza de especies son los bosques de encino (2522 especies), selva baja caducifolia (2405 especies), bos-que de pino (1988 especies), bosque de pino-encino (1924 especies), matorral submontano (1824 espe-cies), chaparral (1562 especies) y matorral desértico micrófilo (1525 especies). Otros tipos de vegetación como el matorral sarcocaule, el bosque de encino-pino, matorral desértico rosetófilo y pastizales naturales tam-bién tienen más de 1000 especies, en tanto que el resto de clases de vegetación son menos ricas (Fig. 2). Si bien las regiones áridas se caracterizan por tener una riqueza de especies menor que las zonas húmedas y tropicales, en las regiones áridas y semiáridas del norte de México las plantas han evolucionado a un flora rica y distintiva que presenta formas de crecimiento muy especializadas que son generalmente únicas (Rzedowski 1992). Por tanto, se debe dar alta prioridad al mantenimiento de la biodiversidad en estas regiones, ya que una especie que se pierde en una zona árida, representa un mayor porcentaje de pérdida en biodiversidad, comparativa-mente con otras regiones con mayor riqueza de especies (McNeely 2003).

Fragmentación

A nivel global se han considerado a los cambios de uso de suelo como una de las mayores amenazas a la biodiversidad, ya que involucran no sólo la pérdi-da de cobertura vegetal sino también la disrupción de los ecosistemas naturales en fragmentos de diversos tamaños y por tanto, la discontinuidad y aislamiento de su biodiversidad. Para este análisis se utilizaron los mapas digitales de uso de suelo y vegetación ob-tenidos por INEGI (1973 y 2002) y se agruparon las siguientes clases de vegetación: matorral sarcocaule,

matorral espinoso tamaulipeco, mezquital, matorral crasicaule, sarcocrasicaule, matorral desértico micró-filo, matorral subtropical, matorral-huizachal, vegeta-ción de dunas, matorral submontano, matorral rosetó-filo costero, chaparral y matorral desértico rosetófilo. Se identificaron todos los fragmentos con estos tipos de vegetación y se obtuvo la relación perímetro/área para cada fragmento, posteriormente se comparó el porcentaje de fragmentos por categorías de tamaño específicas entre uno y otro mapa para obtener la pér-dida de fragmentos entre ambos mapas (Fig. 3). Las mayores pérdidas de fragmentos durante ese periodo se presentaron en las mayores clases de tamaño; prác-ticamente todos los fragmentos de las clases de 100, 300 y 600 m/ha se perdieron. La mayor cantidad de fragmentos remanentes se registró en las clases pe-queñas, particularmente en las comprendidas entre 5 y 25 m/ha (Fig. 3). Esto quiere decir que se están per-diendo las áreas silvestres de mayor extensión y que la tendencia es a generar fragmentos de menor tamaño. La fragmentación asociada a cambios de uso del suelo en estas zonas varía entre los desiertos continentales y los costeros, siendo ésta mayor en las zonas cercanas a las franjas costeras del norte del país por su vocación turística. Por otro lado, también los ecosistemas ári-dos y semiáridos del noreste de México (Tamaulipas y Nuevo León) presentan alta fragmentación, la cual también se registró en algunos estados de la altipla-nicie central del país (Zacatecas, Aguascalientes, Guanajuato, Querétaro e Hidalgo) y en algunos esta-dos de la costa este (Colima y Jalisco).

Los resultados presentados en las tres secciones anteriores muestran tendencias muy desalentadoras para los ecosistemas áridos y semiáridos del norte del país, ya que indican que no solamente es patente la fal-ta de conocimiento sobre la diversidad florística de las zonas áridas y semiáridas de México (Fig.1), sino que los sitios que estuvieron mejor colectados y documen-tados florísticamente son actualmente zonas perturba-das por las actividades humanas (Fig. 2), de modo que gran parte de los registros contenidos en los herbarios no son más que registros históricos de la biodiversidad que alguna vez se registró en esas zonas. Aunado a ello y al bajo conocimiento de la biodiversidad de estos ambientes, la pérdida de cobertura de los ecosistemas desérticos es patente al considerar el alto grado de fragmentación (Fig. 3) que se registra actualmente en estos ecosistemas.

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CAMbIO dE uSO dEL SuELO En dESIErTOS COSTErOS: un ESTudIO dE CASO PArA LA rEgIón dEL CAbO

Un ejemplo sobre el cambio de uso de suelo en desier-tos costeros que se ha estudiado con mayor detalle es el correspondiente a la Región del Cabo. Esta región se encuentra en la porción meridional del estado de Baja California Sur, la cual debido a su aislamiento y posición geográfica producto de procesos geológicos de millo-nes años, cuenta con ambientes naturales únicos que albergan especies de flora y fauna nativas y endémicas (Arriaga y Ortega 1988; Arriaga y Rodríguez-Estrella 1997). En esta región, las diversas actividades socioeco-nómicas y los asentamientos humanos han provocado la modificación de estos ambientes alterando y degradan-do las comunidades naturales. Las actividades de mayor impacto espacial y temporal han sido el desmonte y la pérdida de vegetación y suelo resultantes de actividades productivas. En la región, estas actividades están dife-renciadas geográficamente y han tenido distintos im-pactos en los ecosistemas naturales. En este sentido el desarrollo urbano y turístico, los desmontes agrícolas, la

ganadería extensiva y la minería han sido las actividades que más han afectado esta región. Gran parte de estas actividades se concentran en las planicies y zonas coste-ras. Por ello, en esta sección se presentará una caracte-rización y un diagnóstico preliminar de las áreas degra-dadas en la Región del Cabo y se mostrará la magnitud de la pérdida de diversidad vegetal en comunidades de matorral sarcocaule cuando se cambia el uso del suelo hacia pastizales inducidos, así como su efecto en algunos procesos ecológicos.

Áreas degradadas del matorral xerófilo y principales cambios de uso de suelo

Las áreas degradadas del matorral xerófilo se determi-naron con base en las cartas digitales de uso de suelo y vegetación obtenidas en 1993 para La Paz y San José del Cabo, escala 1:250,000, Serie II de INEGI (2002), así como en imágenes de satélite Landsat ETM del 2001. Las clases de vegetación y uso de suelo que se analizaron fueron: matorral sarcocaule, matorral desértico micrófi-lo, matorral sarcocrasicaule y matorral sarcocrasicaule de neblina. Las clases de las áreas degradadas fueron las

Figura 3. Porcentaje de pérdida de fragmentos de los ecosistemas áridos del país en función de su clase de tamaño (proporción perímetro/área). El porcentaje de pérdida se estimó comparando los datos agrupados para los ecosistemas áridos (ver texto) a partir de los mapas de INEGI (1973 y 2002).

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Figura 4. Mapa del uso de suelo y vegetación de la Región del Cabo, Baja California Sur, mostrando las áreas degradadas dentro del área de distribución del matorral xerófilo

contempladas por INEGI: área agrícola, pastizal, zona ur-bana y áreas sin vegetación aparente; adicionalmente se incluyeron áreas de crecimiento contiguas a estas áreas degradadas y se categorizaron en las siguientes clases: asentamientos humanos, parcelas sin uso de suelo de-finido, uso agropecuario y vías de comunicación. Los asentamientos humanos se clasificaron en urbanos, ru-rales e infraestructura urbana, empleando el criterio de CONAPO sobre tamaño de la población: urbano > 2500 habitantes y rural < 2500 habitantes (Fig. 4).

Las áreas con mayor degradación en la Región del Cabo se encuentran en los lomeríos bajos y en las planicies y costas a lo largo de los caminos, alrededor de carreteras o brechas, y éstas son en su mayoría zonas adyacentes

a las principales ciudades como La Paz, Cabo San Lucas y San José del Cabo, aunque también se encuentran al-rededor de los centros de población de menor densidad. También se registra un desmonte generalizado en las zo-nas contiguas a las zonas agrícolas de la región. La super-ficie que cubrieron las áreas degradadas para el 2001 fue de 76,262 ha (Fig. 4), siendo el matorral sarcocaule el tipo de vegetación que registró la mayor tasa de pérdida anual promedio (2059 ha) para un periodo de 8 años (1993-2001), seguido por el matorral sarcocrasicaule (1227 ha) y en mucho menor medida el sarcocrasicaule de neblina (17 ha). Los cambios de uso de suelo que se registraron con mayor impacto en el matorral sarcocaule fueron tanto por el uso agropecuario (8000 ha) como por asentamientos humanos (8000 ha), ambos cam-bios de uso de suelo registran la misma magnitud, segui-dos por el desarrollo de vías de comunicación y brechas (4700 ha); en tanto que en el matorral sarcocrasicaule, el principal cambio en el uso del suelo fue el agropecua-rio (5050 ha), seguido de los asentamientos humanos

Vías de comunicaciónAeropuertoBrechaCalleCarreteraTerraceríaVeredaZonas urbanas

Localidades (población total)1-4950-99100-499500-9991 000- 1999Más de 2 000

Tipos de matorralMatorral desértico micrófiloMatorral sarco-crasicaulaMatorral sarco-crasicaula de neblinaMatorral sarcocrauleOtros tipos de vegetación

áreas degradadas (InEgI)Área agrícolaPastizalZona urbanaÁrea de vegetación

áreas de crecimientoAsentamiento humanoParecel sin uso de suelo definidoUso agropecuarioVías de comunicación

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(3100 ha) y en menor medida por el desmonte para vías de comunicación y brechas (1200 ha). Contrariamente, la magnitud del cambio de uso del suelo en el matorral sarcocrasicaule de neblina fue considerablemente menor, ya que apenas se registraron decenas de hectáreas afec-tadas durante este periodo. Estos resultados muestran la tendencia de urbanización que ha sufrido la porción sur de la península siendo el principal desarrollo turístico cos-tero el corredor Cabo San Lucas-San José del Cabo, man-teniéndose asimismo una tendencia creciente de desa-rrollo y establecimiento de vías de comunicación de esta región hacia el norte de la Región del Cabo en dirección hacia la ciudad de La Paz (Fig. 4). A pesar de que se han desarrollado múltiples ordenamientos ecológicos a nivel regional, estatal y municipal, difícilmente se ha podido ordenar el crecimiento urbano y turístico en esta región del sur de la península. La tendencia de los últimos años ha sido hacia el establecimiento de asentamientos hu-manos al sur de la ciudad de La Paz, en donde se observa un gran número de desmontes sin uso de suelo definido, en tanto que otras parcelas se desmontan para establecer cultivos y pastizales inducidos. Ambos cambios de uso de suelo, tanto el agropecuario como los asentamientos humanos, están generando el desmonte acelerado del matorral sarcocaule, que es el principal tipo de vegeta-

ción que cubre planicies y lomeríos bajos de la Región del Cabo (Fig. 4).

Pérdida de biodiversidad vegetal

La principal implicación de los cambios de uso de suelo en la Región del Cabo es la pérdida de biodiversidad ve-getal. En el caso del establecimiento de asentamientos humanos la pérdida de biodiversidad es total, mientras que ésta es de gran magnitud a nivel de las comunida-des vegetales cuando se hace la conversión hacia pasti-zales inducidos. En la Región del Cabo estos pastizales se generan desmontando grandes extensiones de terreno de manera selectiva ya que se dejan algunos árboles de porte arbóreo o arbustivo, principalmente leguminosas, para el sesteo del ganado y se elimina gran parte de la ve-getación nativa. Casi todos los pastizales inducidos son monoespecíficos y utilizan una especie exótica invasora, el pasto buffel. Este pasto, Pennisetum ciliare (L.) Link, es una especie nativa del sur de Asia y este de África, que durante las décadas de los 30 y 40, se introdujo en Texas, EUA y en los estados del norte de México como un forra-je mejorado para cultivarse en hábitat sobre pastoreados o bien para inducir el cultivo de nuevos pastizales (Cox et al. 1988). Actualmente, su cultivo se ha convertido

Figura 5. Curvas de dominancia-diversidad obtenidas para parcelas de pastizal inducido y de matorral sarcocaule en la localidad de Todos Santos, Baja California Sur (datos no publicados de Alfaro 2008).

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Cuadro 1. Ejemplos de la simbiosis bacteriana que se ha documentado para algunas especies del matorral xerófilo en la Península de Baja California, México

Especie Sustrato Tipo de interacción

Especies involucradas

Funciones de las bacterias

Fuente

Pachycereus pringlei Rocas SimbiosisBacterias de ri-zoplano y parte interna de raíces

Comunidades microbianas(Klebsiella oxyto-ca, Pseudomonas putida, Bacillus subtilis, B. pumilus, B. chitinolyticus, Citrobacter sp., Staphylococcus gallinarum, Actinomadura oligospora, Actinobacter calcoaceticus)

Intemperizan rocasFijan N atmosféricoSolubilizan fosfato inorgánico trans-formándolo en ortofosfato, forma asimilable para las plantasMobilizan de las rocas minerales útiles para el meta-bolismo (P, K, Mg, Mn, Fe, Cu, Zn)Producen fitohormonasTermotolerantes, halotolerantes y tolerantes a la sequía

Puente, Li y Bashan (2004)

Stenocereus thurberiOpuntia chollaFicus palmeri

Rocas sedimentarias

SimbiosisBacterias de ri-zoplano, de parte interna de raíces y hongos

Puente, Bashan, Li y Lebsky (2004)

Mammillaria fraileana Rocas volcánicas Simbiosis Comunidades microbianas

Bashan, Li, Lebsky, Moreno y de-Bashan (2002)

Fouquieria columnaris Rocas ígneas y sedimentarias

SimbiosisAsociación arbus-cular de micorrizas

23 morfotipos de hongos

Bashan, Khaosaad, Salazar, Ocampo, Wiemken, Oehl,Vierheilg (2007)

en uno de los más populares en ambos lados de la fron-tera debido a su gran tolerancia a la sequía y a su alta productividad de biomasa (Martin et al. 1995; Rao et al. 1996). Dado que es una especie fácilmente adaptable, su establecimiento no se limita al área de siembra, sino que paulatinamente va ocupando otros espacios despla-zando a muchas especies nativas (Arriaga et al. 2004). Al comparar la diversidad vegetal entre estos ambientes en algunas parcelas de la Región del Cabo, Alfaro (2008) encontró que al analizar las curvas de dominancia-diver-sidad entre el matorral sarcocaule y el pastizal inducido, además de la pérdida en la riqueza de especies, había una pérdida en la calidad de las especies y la simplificación concomitante de los parámetros estructurales de la co-munidad (Fig. 5). Las especies dominantes del matorral sarcocaule, son en su mayoría especies de porte arbóreo como Bursera microphylla A. Gray y Cyrtocarpa edulis (Brandegee) Standl., o bien arbustivas como Ruellia ca-lifornica (Rose) I.M. Johnst., Jatropha cinerea (Ortega) Müll. Arg. y Viguiera tomentosa A. Gray; en tanto que en los pastizales inducidos las especies dominantes son herbáceas perennes como el pasto buffel, o bien espe-

cies arbustivas (algunas de éstas invasoras o resistentes a las perturbaciones) como Encelia farinosa A. Gray ex Torr., Viguiera tomentosa, Indigofera fruticosa Rose o Cylindropuntia cholla (F.A.C. Weber) F.M. Knuth. A pe-sar de que no se tienen datos de largo plazo, la pérdida de las especies dominantes del matorral involucra también la pérdida de las especies que mayor contribuyen a la pro-ductividad de estos ecosistemas, la cual se estima en 57 g C • m-2año-1 (Maya y Arriaga 1996) y en el secuestro de CO

2, el cual se estima entre −39 g C • x m-2 • año-1 a

−52 g C • m-2 • año-1 (Hastings et al. 2005), afectando severamente los procesos ecosistémicos de este tipo de matorrales.

La pérdida de las especies dominantes del matorral sarcocaule no sólo se refleja en pérdida de diversidad de especies vegetales de la comunidad, sino también en el funcionamiento del ecosistema a nivel microbiológico, ya que muchas de las especies dominantes del mato-rral presentan gran diversidad de bacterias que crecen en simbiosis con sus raíces beneficiándolas con distintas funciones, entre las que destacan la intemperización de las rocas, la fijación de nitrógeno atmosférico, la solubi-

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lización de fosfato inorgánico haciéndolo asimilable para las plantas, la movilización de minerales útiles para el me-tabolismo de las plantas y la producción de fitohormonas, entre otras (Cuadro 1). Bajo este contexto el desmonte de una parcela no sólo afecta la estructura y funciona-miento de la vegetación, sino que también implica gran-des pérdidas a nivel microbiológico ya que al perderse las simbiosis de las especies vegetales dominantes con las comunidades bacterianas, se pierden también los proce-sos que ocurren a nivel de raíces (Cuadro 1), así como otros procesos microbiológicos que ocurren en el suelo. En estas comunidades existe una biodiversidad edáfica importante de cianobacterias que se pueden encontrar en cortezas edáficas, las cuales al activarse con la hume-dad, fijan nitrógeno, le dan estabilidad al suelo y reducen la erosión (Maya et al. 2002).

El agua y el nitrógeno son los recursos limitantes más importantes de hábitat desérticos (Gebauer y Ehleringer 2000, Ackerly 2004), de modo que si se pierde la diver-

sidad vegetal y microbiológica se pierde gran parte de la capacidad de fijación de nitrógeno del sistema. Por otro lado, al perderse la cobertura vegetal, también se pierden las cortezas microbióticas que le dan estabilidad al suelo, incrementándose por tanto la erosión edáfica. Algunos autores (Rosenfeld et al. 2001) han estudiado el efecto del polvo del desierto y las tormentas de arena en las pro-piedades de las nubes y en la precipitación del desierto del Sahara. Estos autores reportan que las nubes que se forman dentro del polvo desértico contienen pocas go-tas y producen poca precipitación por coalescencia de las gotas. La reducción de la precipitación a partir de nubes afectadas por polvo desértico produce suelos más secos, que a su vez generan más polvo, lo que podría ocasionar un mecanismo de retroalimentación que a la larga dis-minuiría aún más la precipitación. Este fenómeno podría presentarse en la Región del Cabo, si se continúa con la tendencia actual de desmonte y cambio de uso del sue-lo en los lomeríos y planicies costeras en donde se dis-

Figura 6. Consecuencias ecológicas de la pérdida de cobertura vegetal resultante de los cambios en el uso del suelo del matorral xerófilo de la Región del Cabo en Baja California Sur

Pérdida de cobertura vegetal

Mayor erosión eólica

Tormentas de arena

Alteración del balance en radiación

Incremento en la concentraciónde polvo en la atmósfera

Cambios en la composición de las especies

Simplificación estructural y pérdida de la biodiversidad

Pérdida de especies fijadoras de suelo

Pérdida de agregación y estabilidad del suelo

Pérdida de la funcionalidad (alteración de los ciclos de nutrientes: carbono,

hidrógeno)

Pérdida de cortezas microbióticas de cianobacterias

Incremento de especies indicadoras de desertificación y malezas

exóticas y traslocadas

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Cambio de uso del suelo y pérdida de diversidad en matorrales 15

tribuye el matorral sarcocaule. La figura 6 presenta un esquema en donde se integran estos procesos como con-secuencia de la pérdida de cobertura vegetal del matorral sarcocaule.

COnCLuSIOnES

Los resultados presentados en este trabajo muestran tendencias muy desalentadoras para los ecosistemas áridos y semiáridos del norte del país, ya que indican que no solamente es patente la falta de conocimiento sobre la diversidad florística de las zonas áridas y semiá-ridas de México, sino que los sitios que estuvieron mejor colectados y documentados florísticamente son actual-mente zonas perturbadas por las actividades humanas, de modo que gran parte de los registros contenidos en los herbarios no son más que registros históricos de la biodiversidad que alguna vez se registró en esas zonas. Aunado a ello y al bajo conocimiento de la biodiversidad de estos ambientes, la pérdida de cobertura de los eco-sistemas desérticos es patente al considerar el alto grado de fragmentación que se registra actualmente en estos ecosistemas.

La pérdida de biodiversidad ocurre en todos los ni-veles y escalas de integración ecológica a una tasa más acelerada que la que se emplea para conocer y estudiar la biodiversidad y el funcionamiento de los ecosistemas áridos y semiáridos del país. Los cambios en el uso de suelo han sido muy significativos en las últimas décadas en los matorrales xerófilos del país y en particular en los desiertos costeros como los de la Región del Cabo en Baja California Sur. En estos matorrales, los cambios en el uso del suelo han conducido a la pérdida de las especies dominantes del matorral sarcocaule, lo cual ha significado pérdidas en la estructura y diversidad de las comunidades vegetales y pérdidas funcionales a nivel ecosistémico, microbiológico, así como en los procesos involucrados en la formación y estabilidad del suelo, promoviéndose con ello una mayor erosión del suelo.

La falta de planeación y de políticas públicas claras, definidas y constantes para ordenar el cambio de uso de suelo debido al acelerado crecimiento de la Región del Cabo durante la última década, la irrupción y el estable-cimiento desordenado de asentamientos humanos, así como la conversión de parcelas con vegetación nativa hacia parcelas con uso agropecuario en la región, han dado lugar a un incremento en las áreas degradadas y han empobrecido el paisaje natural de esta región. Lo

cual resulta en una contradicción, dado que es una zona cuya principal vocación es la turística, en donde el paisaje se vende como el principal atractivo.

Finalmente, habría que señalar que la falta de conoci-miento ecológico sobre la sucesión natural y los procesos de regeneración natural para iniciar la restauración ecoló-gica de zonas degradadas o deforestadas es una limitante para la rehabilitación de grandes extensiones actualmen-te abandonadas por problemas de salinización o por so-bre pastoreo. Asimismo, las lentas tasas de crecimiento de las especies dominantes de los matorrales xerófilos, así como los lentos procesos de formación del suelo ha-cen poco atractiva la inversión en restauración de estos sistemas desérticos. Habría que fomentar diversas líneas de investigación en estos aspectos para tratar de revertir un poco las tendencias de degradación ambiental que se están registrando en los ecosistemas áridos y semiáridos del norte de México.

AgrAdECIMIEnTOS

Quisiera agradecer a Rocío Coria, Gil Cezeña y Patricia González Zamorano su colaboración en la elaboración del mapa de áreas degradadas del matorral xerófilo; a Reymundo Domínguez y Miguel Domínguez les agradez-co su colaboración en el trabajo de campo. Este trabajo fue parcialmente financiado por los proyectos Semarnat-Conacyt C01-43 y Conacyt 80431-U2.

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Recibido: 29 de septiembre de 2008 Aceptado: 12 de febrero de 2009 17

Diversidad florística de las selvas húmedas en paisajes antropizados

Rodolfo Dirzo,1 Armando Aguirre2 y Juan Carlos López3

1 Stanford University, Department of Biology, Stanford,

CA 94305, USA. Correo-e: rdirzo@stanford.edu.

2 Centro de Investigaciones Biológicas, Universidad

Autónoma del estado de Hidalgo. Correo-e: armando.

aguirre69@gmail.com.

3 Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la

Biodiversidad. Correo-e: jclopez@dcfmcn.org.

ResumenLas selvas tropicales húmedas ocupan ~7% de la su-perficie terrestre y concentran una cantidad despropor-cionada de la biodiversidad del planeta. Sin embargo, presentan las mayores tasas de deforestación y frag-mentación a nivel global y nacional. Como consecuen-cia, surgen paisajes altamente modificados (paisajes antropizados o agropaisajes) inmersos en una matriz de vegetación con diferentes grados de conservación, en un gradiente que va desde zonas bien conservadas y relativamente extensas, fragmentos de selva, aca-huales, vegetación de galería, cercas vivas y pastizales. Nuestros hallazgos muestran que este paisaje retiene un gradiente decreciente, paralelo, de riqueza florística, el cual podría utilizarse como “inóculo” remanente de biodiversidad, reflejada en la riqueza florística del agro-paisaje, la cual constituye un potencial de conservación de la biodiversidad, de cara al futuro.

AbstractTropical rain forests constitute ~7% of the terrestrial surface, yet hold the greatest concentration of biodi-versity on the planet. However, those forests are being impacted by the highest deforestation and fragmenta-tion rates at global level. Currently, the predominant spatial configuration of tropical landscapes is that of an archipelago of vegetation remnants (forest fragments) immersed in a sea of transformed terrains consisting of cattle grasslands and agricultural fields, secondary vegetation, riparian vegetation, edge roads, and live fences. Vegetation surveys of floristic diversity show that such agroscape retains a considerable residual flo-ristic diversity. Such residual diversity can operate as a biodiversity-inoculum from which restoration can be attempted.

Palabras clave Áreas degradadas, conocimiento botánico, fragmenta-ción, matorral xerófilo, pérdida de biodiversidad, zonas áridas y semiáridas.

Keywords Degradated areas, botanical knowledge, fragmenta-tion, biodiversity loss, arid and semiarid regions.

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MAgnITud dE LA rIquEzA FLOríSTICA En LA SELVA húMEdA

A pesar de que las selvas tropicales húmedas ocupan tan sólo el 7% de la superficie terrestre, albergan más de la mitad de todas las especies del planeta (Wilson 1988). Un grupo representativo que evidencia esta gran diver-sidad tropical es el de las plantas con flores (angiosper-mas), de las cuales se estima que existen entre 250,000-300,000 especies, distribuidas mayoritariamente en las zonas tropicales (Dirzo y Raven 2003). Esto se refleja a varias escalas. Por ejemplo, a nivel regional, Valencia et al. (1994) realizaron muestreos de plantas por unidad de área (densidad de especies), censando las plantas con un diámetro a la altura del pecho (DAP) > 10 cm, obtenién-dose un registro récord: 473 especies de árboles en una hectárea en la Amazonia ecuatoriana. En México, en el área de la selva Lacandona, en un censo de especies con-siderando plantas con un DAP > 1 cm se encontró una densidad de 120 especies en 0.1 ha (R. Dirzo, datos no publicados). Por otra parte, al considerar floras completas o relativamente completas, a una escala espacial mayor, se estima un contingente de 3400 especies de plantas vasculares en toda la selva Lacandona y, dentro de ella, específicamente en la región de Chajul, se han descrito 392 especies leñosas (194 de ellas arbóreas) (Martínez et al. 1994). En la zona de Los Tuxtlas, en el límite ac-tual de la distribución de la selva alta perennifolia (Dirzo y Miranda 1991), y específicamente en la Estación de Biología Tropical “Los Tuxtlas”, se tienen registros de 943 especies de plantas (545 géneros y 137 familias) de las cuales 278 son árboles, los cuales constituyen el 31.7% de la flora de la Estación (Ibarra-Manríquez y Sinaca 1995, Ibarra-Manríquez et al. 1997). Otro ecosistema tropical altamente diverso, no sólo en cuanto a riqueza de especies sino también rico en endemismos (especies que habitan exclusivamente en una determinada región) son las selvas bajas caducifolias o selvas secas (Gentry 1986, Trejo y Dirzo 2002). Se estima que cerca del 60% de las especies presentes en este ecosistema son exclusivas de México (Rzedowski 1991) y casi el 20% de la flora de nuestro país corresponde a este tipo de ve-getación (Rzedowski 1991). Sin embargo, a pesar de esta gran riqueza biológica, tanto la selva húmeda como la seca, son quizá los ecosistemas más amenazados, ya que presentan las mayores tasas de deforestación y frag-mentación a nivel global (Whitmore 1991, Achard et al. 2002) y nacional (Masera et al. 1997). En el año 2000

se estimó que existían en el planeta alrededor de 1172 millones de hectáreas de selvas tropicales, de las cuales 56%, 19% y 26% a correspondían a América, África y Asia Tropical, respectivamente (FAO 2001, Achard et al. 2002). Los factores que impulsan la destrucción de es-tas selvas tropicales son principalmente la deforestación y la consecuente fragmentación de los hábitat naturales, que para el caso de los trópicos se genera básicamente por la conversión a potreros para la ganadería extensiva, la apertura de terrenos agrícolas y, en menor escala, por lo menos en tiempos recientes, la explotación forestal comercial masiva (Noble y Dirzo 1997, Lewis 2006). Entre los años 1981 y 1990 en la América tropical se perdieron 74 millones de hectáreas de selva a una tasa de deforestación de 0.75% anual (Withmore 1997). En México, para el caso de las selvas secas se ha estimado que existían originalmente 270,000 km2 de este tipo de vegetación de las cuales a comienzos de los años 90 sólo quedaba intacto cerca del 24% (Trejo y Dirzo 2000).

La historia del proceso de deforestación del trópico mexicano se remonta al periodo colonial (siglos XVI y XVII), y tuvo su auge en la década de los 60 del siglo XX, debido a los proyectos de “desarrollo”, así como a grandes subsidios para la ganadería extensiva. Esto propició una fuerte conversión de las áreas forestales, ocupando la ga-nadería un poco más del 60% del área del país, mientras que los terrenos agrícolas ocupaban un 14% adicional. La deforestación continuó durante la década de los 80 en buena medida fomentada por la crisis económica del país y la profunda pobreza rural. Las selvas húmedas en México ocupaban inicialmente una extensión aproximada de 18 millones de hectáreas, de las cuales hacia el año 2002 sólo persistían 3.15 millones, equivalente al 17.5%, de la vegetación primaria. Actualmente la vegetación conside-rada como selva húmeda conservada representa el 33.3% de la vegetación total remanente de este ecosistema. El restante 65.7% (6.3 millones de hectáreas) está consti-tuido por vegetación secundaria, bajo diferentes grados de perturbación. Los cambios en la cobertura forestal tropical (deforestación y fragmentación) constituyen uno de los factores de cambio global de mayor impacto sobre la bio-diversidad (Orians et al. 1995, Sala et al. 1999, Myers et al. 2000, Dirzo y Raven 2003, Souza 2006).

Como consecuencia de estos patrones de uso de la tierra y conversión de la cobertura vegetal surgen pai-sajes altamente modificados, compuestos de “islas” de vegetación original, inmersas en una matriz de vegeta-ción altamente contrastante, constituida por un mosaico

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complejo de terrenos bajo diferente tipo de uso, lo que en conjunto podríamos llamar el paisaje antropizado o agropaisaje. En terrenos de los que no ha sido totalmen-te erradicada la selva tropical, el agropaisaje, es el que predomina en las zonas cálido-húmedas del país. En este artículo nos ocuparemos de una región en el sureste de México, el cual presenta un fuerte impacto antropogéni-co, la zona de Los Tuxtlas, en Veracruz.

PAISAjE AnTrOPIzAdO En LA zOnA dE LOS TuxTLAS

La región de Los Tuxtlas ha estado históricamente im-pactada por intensa actividad humana, la cual comenzó con el proceso de colonización por los Olmecas hace aproximadamente 1500 años. En el año de 1522 los españoles llegan a la zona, pero fue hasta mediados de los años 40 que se insertan en los asentamientos de las etnias locales, acelerándose la transformación de la región. Actualmente los asentamientos humanos son tanto urbanos como rurales, siendo las principales activi-dades económicas las agrícolas y ganaderas (Guevara et al. 1997). Como consecuencia de esta intensa actividad humana la zona ha reducido su cubierta de vegetación original hasta casi un 86% (Dirzo y García 1992).

Actualmente, el paisaje que apreciamos en la región de Los Tuxtlas es uno altamente fragmentado y, en las par-tes de bajura, dominado por grandes extensiones de pas-tizales dedicados a la ganadería extensiva. Este deterioro se aceleró notablemente hace aproximadamente 40 años. Por ejemplo, se tienen estimaciones de que entre los años de 1967 a 1986 la selva disminuyó 56%, lo que implica que el total de la selva original se había reducido a 86% hacia finales de ese año (Dirzo y García 1992), trayendo consigo una notable fragmentación de la selva remanente. Recientemente Mendoza et al. (2005) llevaron a cabo un detallado análisis cuantitativo de la fragmentación en la parte norte de esta zona, encontrando que en 2005 el pai-saje analizado (un área de ~ 900 km2) comprendía más de 1000 fragmentos, la mayoría de los cuales presentan un área ≤ 10 ha. Estos fragmentos, junto con los rema-nentes de selva protegidos, se encuentran inmersos en una matriz de elementos transformados, los cuales pueden ser ordenados, en un gradiente decreciente de impacto huma-no, en: i) áreas de reserva o zonas núcleo de la hoy Reserva de la Biosfera de Los Tuxtlas, constituidas por los volcanes San Martín, Santa Marta y San Martín Pajapan y sus áreas adyacentes; ii) fragmentos de selva de diferente tamaño,

con clara predominancia de los pequeños, iii) terrenos de vegetación secundaria (también conocidos como “aca-huales”), iv) vegetación de galería o selva riparia; v) cer-cas vivas mantenidas deliberadamaente por los poblado-res rurales, con predominancia de especies con capacidad regenerativa como Bursera simaruba, Gliricidia sepium, y Erythrina folkersii; y vi) terrenos agrícolas, predominante-mente pastizales, con pastos nativos, introducidos y otras especies arvenses, pero con numerosos árboles de la selva deliberadamente dejados en los potreros, y algunos terre-nos esparcidos de cultivo de plátano o chile que varían en el tiempo y espacio, dependiendo de los niveles de deman-da y valor comercial.

Debido a la gran modificación de la cubierta vegetal en la región, con las consecuencias negativas que esto conlleva, incluyendo la pérdida de especies de flora y fau-na, perturbación de procesos ecológicos y erosión del co-nocimiento tradicional, resulta crítico emprender estudios detallados para determinar el potencial de retención de la biodiversidad remanente en este paisaje antropizado. Por estas razones estamos llevando a cabo investigaciones encaminadas a i) determinar cómo es afectada la diver-sidad florística, en términos de la riqueza de especies, en una gama de condiciones que representan la matriz de paisaje actual (incluyendo áreas de reserva, fragmentos, vegetación secundaria o “acahuales”, vegetación de gale-ría, cercas vivas y potreros), y ii) documentar el valor que puede tener el paisaje antropizado de Los Tuxtlas en la retención de la flora original.

En el contexto de la fragmentación del hábitat, nues-tros estudios, basados en censos florísticos considerando plantas ≥ 1 cm de DAP a la escala de 0.1 ha, muestran que la riqueza de especies en fragmentos de selva en un ámbito de tamaños contrastantes (desde 2 hasta 700 ha), decae de manera lineal, desde 135 especies en áreas grandes de reserva (~700 ha), hasta 102 especies en los fragmentos menores a 40 ha. Además de la evidente disminución del número de especies con la fragmentación, hemos detec-tado cambios en la estructura y composición de los rema-nentes de selva. Por ejemplo, hemos encontrado que en los fragmentos chicos tienen mayor preponderancia las especies pioneras o demandantes de luz, típicas de claros naturales o de terrenos perturbados, mientras que en los fragmentos extensos de reserva la predominancia es de especies tolerantes a la luz. Además, detectamos que los cambios en la abundancia y riqueza de especies depen-de del tamaño de las plantas (estimado por el DAP). Así, encontramos menos riqueza de especies en total, en frag-

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mentos chicos (< 40 ha) cuando consideramos plantas ≤ 2.5 cm de DAP, en comparación con los fragmentos gran-des. En contraste, no detectamos cambios significativos cuando analizamos plantas con un DAP ≥ 10 cm, es decir, árboles de gran envergadura. Esto indica una restricción en el reclutamiento de plantas de estadíos jóvenes (plantas post-fragmentación) en fragmentos chicos; esto se debe muy probablemente a las modificaciones en las condicio-nes ambientales en las orillas de los fragmentos, ya que en fragmentos de menor tamaño la influencia al efecto de borde es mayor (Mendoza et al. 2005), afectando nega-tivamente el establecimiento y permanencia de plantas jóvenes de especies típicas de la selva madura y conser-vada (Didham y Lawton 1999, Laurance 2000, Benítez-Malvido y Martínez-Ramos 2003, Harper et al. 2005). En caso de mantenerse este escenario de aislamiento entre los fragmentos y la no inmigración/reclutamiento de nuevos individuos a los remanentes de selva se esperaría que en los fragmentos chicos (< 40 ha) el establecimiento y per-manencia de especies tolerantes a la sombra, típicas de la selva madura, disminuya, mientras que en estos fragmen-tos las especies pioneras predominen. Por otro lado, en los fragmentos grandes se podría mantener la composición florística que hemos detectado, sin embargo, no sabemos las consecuencias de estos cambios florísticos a mediano y/o largo plazo.

Estos hallazgos podrían ser de importancia, ya que la mayor parte de la vegetación original de esta parte de la sie-

rra de Los Tuxtlas ha desaparecido (Dirzo y García 1992, Castillo-Campos y Laborde 2004, Guevara et al. 2004) y en la actualidad el paisaje está conformado por un gran número de fragmentos de tamaño pequeño (Mendoza et al. 2005, Arroyo-Rodríguez et al. 2006), así como por ve-getación secundaria, de bosque de galería y relictos de ve-getación en las orillas de caminos, las tradicionales cercas vivas y, como situación extrema, los pastizales. En la figura 1 presentamos un modelo gráfico de la configuración del agropaisaje, incluyendo estos elementos en función de su grado de impacto antrópico y la representación relativa del contingente florístico (densidad de especies) que man-tienen en lo particular, así como el contingente florístico colectivo retenido en el agropaisaje.

Para ilustrar esto cuantitativamente hemos analizado la riqueza de especies en estos elementos (ahora predomi-nantes) del paisaje utilizando el mismo protocolo de cen-sos de plantas en selva extensa y fragmentos, nuevamente con base en parcelas de 0.1 ha. Nuestros resultados preli-minares muestran que la riqueza (densidad) de especies que encontramos en los acahuales viejos (> 50 años) es de aproximadamente el 85% de la riqueza de especies de la selva continua, aunque la composición de especies es diferente entre ambas condiciones. Por otra parte, la den-sidad de especies en la vegetación de galería es similar a la que podemos encontrar en fragmentos de selva ≤ 40 ha, con un promedio de densidad de casi 100 especies. En este elemento remanente de vegetación típico de la

Figura 1. Elementos del agropaisaje y su configuración en función de la diversidad florística que retienen y el impacto antropogénico

Selva continua (áreas de reserva)

Fragmentos

Acahuales

Vegetación de galería

Cercas vivas

Pastizales

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Superficie del paisaje

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Diversidad florística de las selvas húmedas en paisajes antropizados 21

zona de Los Tuxtlas, muchas de las especies encontradas son típicas de la selva madura. Esto deja ver la gran impor-tancia de estas zonas, no sólo por su capacidad de retener riqueza florística, sino porque operan como corredores de movimiento de organismos, propágulos y genes. Por otra parte, en la vegetación de “orillas de camino” encontramos en promedio 49 especies, mientras que en las cercas vivas los números de especies, si bien notablemente más bajos que en los otros elementos, son de hasta 21 especies en promedio. En el caso de los potreros la riqueza específi-ca decae drásticamente en comparación con los terrenos forestados, con un promedio de 8.3 especies arbóreas, la mayoría de ellas plantas nativas de la selva, y algunas po-cas exóticas, entre las que sobresalen los cítricos de varios tipos (naranjas, toronjas, limas).

Estos hallazgos, basados en censos de la vegetación en todos los elementos remanentes, señalan el potencial de retención de la flora en el paisaje antropizado tropical, dependiendo del grado de perturbación. La figura 1 inten-ta mostrar que los diferentes componentes de la matriz de paisaje, ordenados según su diversidad florística, mantienen un contingente colectivo que depende del área que cubren. Así, por ejemplo, la vegetación de galería, si bien con alta densidad de especies, debe contribuir relativamente poco a la diversidad total, dada su área restringida (lo cual, sin em-bargo, la convierte, por definición, en un elemento clave, que adoptamos siguiendo el concepto de “especies clave”: las que tienen un impacto desproporcionado en función de su área). Los remanentes de selva en reservas, aunque son un componente de poca cobertura de terreno en el paisaje, con-tribuyen desproporcionadamente a la riqueza florística total, dada su gran densidad de especies y el recambio de ellas a lo largo del espacio de selva remanente. Si bien los números de especies en los diferentes elementos del paisaje se reducen con respecto a los remanentes extensos y protegidos, resulta alentador que algunos de estos elementos retienen un con-tingente de especies de plantas relativamente alto, como se mencionó en el caso de la vegetación de galería y los aca-huales. Estos elementos, en particular la selva de galería y los acahuales, tienen el potencial de actuar como “donadores” de especies hacia las zonas más perturbadas de vegetación aledañas a ellos, y por lo tanto, merecen una atención es-pecial como elementos de conservación en el agropaisaje. Visto el paisaje antropizado en su conjunto, se detecta que más allá de la diversidad remanente en la selva continua y en los fragmentos grandes, el agropaisaje colectivamente retie-ne muchas especies de la selva madura, y muchas especies de zonas de claros de la selva (pre-adaptadas a la perturba-

ción). Además, los diferentes elementos del paisaje actual parecen proveer de cierto nivel de complementariedad bio-lógica: diferentes contingentes de especies se mantienen, a pesar de la degradación, en diferentes elementos de mosai-co. En suma, dadas las dramáticas tasas de conversión de la selva en terrrenos dedicados a la ganadería, es importante mantener la heterogeneidad del paisaje tradicional, incluyen-do los terrenos de reserva que se puedan proteger en los di-ferentes elementos del agropaisaje, sin olvidar la integración de los elementos de manejo de la selva que son mantenidos por las comunidades rurales locales (por ejemplo, los árboles remanentes de los potreros).

Finalmente debemos considerar que si bien se ob-serva un potencial importante de retención de especies en el mosaico, aún nos falta investigar en qué medida este contingente florístico remanente será propicio para el mantenimiento de procesos ecológicos, procesos biogeoquímicos, interacciones entre especies y mante-nimiento de la diversidad genética mediante procesos como la polinización y dispersión de semillas (Cordeiro y Howe 2003, Ward et al. 2005). Estas propiedades emergentes conducen al despliegue de las complejas fun-ciones ecosistémicas, típicas de esta vegetación y, por lo tanto, de los servicios ambientales que las selvas proveen a la sociedad. Para poder entender la dinámica de las po-blaciones y comunidades de plantas en los fragmentos de Los Tuxtlas se requiere de estudios detallados, y a largo plazo, que se encaminen a conciliar el gran desafío am-biental de la actualidad: conservar lo más posible la biodi-versidad, al tiempo de acomodar las necesidades de uso de los ecosistemas por las comunidades rurales y conse-cuentemente mantener los servicios ambientales de los que dependemos tanto los pobladores locales, como los regionales y globales.

bIbLIOgrAFíA

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Recibido: 29 de septiembre de 2008 Aceptado: 4 de febrero de 2009 23

La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo en la República MexicanaJean-François Mas,1 Alejandro Velázquez1 y Stéphane Couturier2

1 Centro de Investigaciones en Geografía Ambiental.

Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM).

Antigua Carretera a Pátzcuaro No. 8701. Col. Ex-

Hacienda de San José de La Huerta. C.P. 58190

Morelia, Michoacán, México.2 Laboratorio de Análisis Geoespacial-Instituto de

Geografía. Universidad Nacional Autónoma de México

(UNAM). Circuito exterior s/n Ciudad Universitaria.

C.P. 04510 Del. Coyoacán México DF, México.

ResumenComo muchos países tropicales, México presenta im-portantes procesos de cambio de uso/cobertura del suelo, dentro de los cuales destaca la deforestación. Como en la mayor parte del mundo, aún no existe en México la cultura de someter las bases de datos car-tográficas a una evaluación rigurosa de su fiabilidad, lo cual abre la puerta a cuestionamientos y polémicas acerca de la calidad de los datos derivados de las mis-mas (superficies y tasas de cambio). En este artículo se presenta un análisis del cambio en la cobertura y uso del suelo, los ejercicios de evaluación de su calidad que lo acompañaron y se discute la importancia de estas evaluaciones.

AbstractAs in many subtropical countries, important processes of land use / cover change, including deforestation, occur in the United States of Mexico. However, as in most countries of the world, submitting the data pro-duction process to a rigorous acuracy assessment is ab-sent from cartographic practices in Mexico. This state of affairs opens the way to polemics about the quality of the information derived from these database (such as total surfaces and rates of change). This article pre-sents an analysis of land use / cover change in Mexico, the accuracy assessment steps which backed up the analysis and a discussion about the importance of such assessments.

Palabras claveCambio de coberturas del suelo, deforestación, sis-temas de información geográfica, evaluación de la fiabilidad.

Key wordsLand use/cover change, deforestation, Geographic in-formation system, accuracy assessment.

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InTrOduCCIón

Es indisputable que durante los últimos 50 años se trans-formaron los ecosistemas en magnitudes inimaginables. Entre los cambios más destacados se enlista la pérdi-da de la mitad de la cubierta forestal mundial oriunda, y la devastación o perturbación irreversible de 30% de los ecosistemas (www.millenniumassessment.org/en/index.aspx). El incremento poblacional (de un billón a finales del siglo XIX a 6.5 billones a principios de siglo XXI) aunado a las tasas de consumo son patrones aso-ciados a estos procesos de degradación. ¿Dónde ocurren estos cambios, de qué magnitud son y cuaáes serán los escenarios posibles, son preguntas recurrentes y relevan-tes para cada país? Esto es crucial para aquellos países donde por un lado se concentra la mayor riqueza natural y cultural así como las mayores tasas de pérdida y degra-dación de los ecosistemas (Los trópicos). Lambin et al. (2001), consideran que buena parte de estas preguntas se cubren en un análisis del cambio en la cobertura y uso del suelo (ACCUS). Vitousek y colaboradores (1997) documentan que este tipo de análisis permite entender las causas y consecuencias de las tendencias de los pro-cesos de degradación, desertificación, disminución de la biodiversidad, y en general, pérdida del capital natural y cultural. Así, desde una perspectiva puramente académi-ca resulta obvia la relevancia de las bases de datos de cambio de cobertura y uso del suelo para documentar los procesos antes descritos (Mas y Fernández 2003). A partir de éstas, se deducen escenarios sobre la pérdida del capital natural o biodiversidad, se generan modelos sobre los posibles efectos del cambio global y se fundamentan las estrategias de planificación de uso del suelo.

México no escapa de las tendencias mundiales an-tes descritas ya que dentro de sus casi dos millones de kilómetros cuadrados de superficie se observan una gran cantidad de cambios que en general están por arriba de la media mundial en cuanto a tasas de deforestación, in-cremento de las áreas de cultivo y pastoreo, expansión urbana y muchos otros bien documentados (Mas et al., 2004; Sánchez-Colon et al. 2008). El análisis de cambio de cobertura y uso del suelo (ACCUS), por lo tanto, se ha convertido en México un insumo fundamental y las bases de datos tanto de los insumos como las derivadas del mismo análisis, no son perfectas. La evaluación de la calidad de la información es crucial y ocupa hoy día una posición central en las agendas de las instancias que de-ben su existencia a la generación de insumos propios para

elaborar ACCUS. En México, como en la mayor parte del mundo, aún no existe la cultura de someter una base de datos cartográfica a una evaluación rigurosa. A la fecha son prácticamente nulas las experiencias que incluyen un diseño estadísticamente robusto (Couturier y Mas 2009). Esta tarea es sin duda ardua dada la complejidad de condiciones que prevalecen en el territorio nacional (Couturier, 2007). Debido a la extensión del territorio, la topografía montañosa, la gran diversidad de tipos de coberturas vegetales, la fragmentación y la dinámica de los paisajes, la elaboración de cartografía sobre uso/co-bertura del suelo en México es difícil. En su enorme su-perficie es todo un reto poder contar con insumos de la resolución espacial adecuada, dado que por un lado a una escala muy pequeña (e.g., 1:1,000,000) se perdería la enorme cantidad de procesos locales sobre la dinámica de la cubierta y uso del suelo. Por otro lado, a una escala muy grande (1:50,000) resultaría muy costoso mante-ner la base de datos actualizada.

La tipificación y nomenclatura temática, a su vez, es un tema aparentemente resuelto pero no estandarizado. Las propuestas sobre sistemas de clasificación de la vege-tación no han sido propiamente desarrolladas para hacer-las coincidir rigurosamente con las tipologías de cobertu-ras y usos del suelo. De hecho, a menudo se confunden y con esto se acarrean múltiples errores temáticos. El error referente al procesamiento y capacitación conlleva un supuesto para una solución fácil. El trabajo estrecho en-tre el experto en manejo de bases de datos geoespacia-les (e.g., el geógrafo o el geólogo) junto con el experto en estudios de vegetación y/o de usos del suelo (e.g., biólogo o el agrónomo) conduciría a evitar dicha fuente de error. El supuesto, aunque trivial, no parece prevalecer en el ámbito académico en donde abundan experiencias con fuertes sesgos mono disciplinarios y los consecuen-tes errores inherentes al desconocimiento de alguna de las partes.

La mejor evidencia de lo antes descrito se muestra en la diversidad de tendencias de cambio publicadas, en es-pecial sobre tasas de deforestación (Cuadro 1). Con base en Velázquez (2008) se observó que al menos existen 16 fuentes diferentes de tasa de deforestación para el país, que hay enormes inconsistencias entre cada una de las estimaciones y que las fuentes de error antes descrita no se han atendido de manera profunda.

Los estudios restringidos a una región generalmente permiten que las bases de datos puedan ser evaluadas por medio de un esquema de visitas a campo. Esto pue-

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La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo 25

Cuadro 1. Comparación entre tasas de deforestación de México. La fila izquierda incluye datos reportadas por académicos, mientras que la fila de la derecha contiene datos derivados de instancias de gobierno o de FAO (modificado de Velázquez 2008)

Fuentes académicas Fuentes oficiales

Fuente Tasa (ha/alo) Fuente Tasa (ha/año)

Repetto, 1988 460,000 CONAFOR, 2004 260,000

Maseta et al., 1997 668,000 SEMARNAT, 2006 365,000

Velázquez et al., 2002 550,000 SARH, 1992 365,000

Myers, 1989 700,000 SARH, 1994 370,000

Castillo et al., 1989 746,000 FAO, 1997 508,000

Toledo, 1989 1,500,000 FAO, 1988 615,000

Grainger, 1984 1,600,000 FAO, 1995 678,000

Sánchez et al., 2008 484,000 FAO (Torres), 2004 775,800

Media 838,500 Media 492,100

Desviación estándar 451,417 Desviación estándar 181,851

de ayudar a reducir los errores antes descritos ya que, en general, se utilizan insumos de alta resolución como las fotografías aéreas y el trabajo de campo, que permiten discernir mejor entre las categorías. No obstante, las ex-periencias divergen tanto en sus métodos como en sus resultados (Cuadro 2), lo que pone en evidencia que ni los métodos, ni las bases de datos están exentos de incer-tidumbres o errores.

Una regla general es que la gran mayoría de los da-tos tanto del cuadro 1 como del cuadro 2 (con sus de-corosas excepciones como lo son las bases de datos del INEGI, las producidas por la UNAM y las de reciente elaboración de la SEMARNAT) deriven de extrapola-ciones sin representación cartográfica. Sin una expre-sión cartográfica, resulta difícil entender la relación en-tre los procesos de cambio (causas, efectos, escenarios probables) y los fenómenos asociados, tales como ciclo hidrológicos, fragmentación de los hábitat, pérdida de biodiversidad, emisión de carbono, pérdida de servicios ambientales entre muchos otros temas de relevancia económica y social (Pérez Vega 2008, Ghilardi Álvarez 2008, Soares Filho et al. 2006, Masera et al. 2005). Resulta también imposible llevar a cabo una evalua-ción de la fiabilidad de las estimaciones de la tasa de cambio.

El análisis cartográfico de los cambios de cobertura y uso del suelo se obtiene a través de la comparación de mapas de diferentes fechas. Esta comparación car-tográfica es una operación sencilla desde la plataforma de un sistema de información geográfica (SIG): al so-breponer dos mapas de diferentes fechas se obtienen

los tipos de cambio, su superficie y localización. Sin embargo, en la práctica este método puede conducir a una sobre-evaluación de los cambios ya que los errores temáticos (polígonos con atributos erróneos) y de po-sición (delimitación incorrecta de los polígonos o des-fases) crean falsos cambios (Mas y Fernández 2003). Han sido propuestos diversos métodos para detectar y aminorar estos problemas (Aspinal y Pearson 1995, Carmel et al. 2001, Mas 2005, Pontius 2001 y 2002, Pontius y Lippitt 2006). A la fecha, aún no existe el há-bito de evaluar la confiabilidad de los mapas (mapas de cobertura/uso del suelo para una fecha o mapa de cam-bio) y esto se considera la principal limitante a la pre-sentación de datos robustos sobre cambios (Couturier y Mas 2009). La confiabilidad de un mapa es el grado de correspondencia entre los fenómenos geográficos in situ y sus representaciones en el mapa. La confiabilidad de mapas de cambio se evalúa a través de la compa-ración de la información del mapa con información de referencia de mayor detalle que los insumos utilizados para generar dicho mapa (típicamente se usan fotogra-fías aéreas y datos de campo para evaluar un mapa ela-borado con base en imágenes de satélite tipo Landsat, por ejemplo).

Con base en lo anterior, este artículo tiene dos obje-tivos: 1) presentar un ACCUS basado en la comparación cartográfica entre las bases de datos del INEGI (serie I y II, de 1976 y 1993, respectivamente) y la del Inventario Forestal Nacional 2000 (Palacio et al. 2000) y; 2) ana-lizar los esfuerzos realizados para evaluar la calidad infor-mativa de estas bases de datos.

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MATErIALES y MéTOdOS

Insumos, homologación y corrección

Se llevó a cabo una revisión de la cartografía de acceso público a nivel nacional con el fin de seleccionar mapas compatibles en cuanto al sistema clasificatorio, la es-cala y los métodos de clasificación. De esta naturaleza existían cuatro bases de datos sobre uso del suelo y ve-getación a nivel nacional y a una escala semi-detallada

(1:250,000).1 Dos provienen del INEGI y se les denomi-na Series I (1968-1986) y II (1993-1996). La calidad de la información del INEGI es ampliamente reconoci-da aunque ninguna de estas dos bases de datos ha sido sometida a un análisis riguroso de su confiabilidad. Las otras dos provienen de la cartografía de los inventarios nacionales forestales (uno en 1994 y otro en el 2000) realizados por el Instituto de Geografía de la UNAM (Sorani y Álvarez 1996, Palacio et al. 2000). De estas

1 Posteriormente a la fecha de realización de este estudio, el

INEGI publicó el mapa de uso del suelo y vegetación serie III.

Cuadro 2. Tasa de deforestación derivadas de estudios regionales por tipo de cobertura y para cada periodo evaluado (tomado de Flamenco 2007). Todas las tasas reflejan pérdida a pesar de ser denotadas por números positivos

a Estos valores se obtuvieron en cuadrantes de 5 x 5 km catalogados como áreas de alta deforestación. Sin embargo, las tasas calculadas para la región son de 2.1% para el periodo 1974-84 y 1.6% para 1984-91.

Fuente Cobertura Tasa

Selvas

Mas et al., 1996 Selva alta y mediana 8.7 (1982-1992)

Mas et al., 1996 Selva baja 10.4 (1982-1992)

Trejo y Dirzo, 2000 Selva baja caducifolia (escala local) 1.4 (1973-1989)

Bocco et al., 2001 Selva baja caducifolia 1.0 (1975-1993

Cuarón, 1991

Selva tropical húmeda

7.7 (1974-1986)

Dirzo y García, 1992 4.2 (1967-1976)

4.3 (1976-1986)

8.15 (1974-1984)

Mendoza y Dirzo, 1999 7.9 (1984-1991)a

Cortina et al., 1998 Selvas, sabana y vegetación secundaria0.24 (1975-1984)

0.04 (1984-1990)

Bosques

Bocco et al., 2001 Bosque templado 1.8 (1975-1993)

Mas et al., 1996 Bosque de pino 2 (1982-1992)

Mas et al., 1996 Bosque de pino-encino 2 (1982-1992)

Mas et al., 1996 Bosque de encino 3.4 (1982-1992)

Mas et al., 1996 Oyamel 2.4 (1982-1992)

Mas et al., 1996 Bosque de táscate 10.1 (1982-1992)

Mas et al., 1996 Mesófilo 10.1 (1982-1992)

Otras transformaciones

Ramírez-García et al, 1998 Manglar 1.4 (1970-1993)

Cortina et al., 1998

Agricultura mecanizada5.22 (1975-1984)

1.39 (1984-1990)

Agricultura manual1.38 (1975-1984)

0.99 (1984-1990)

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La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo 27

dos últimas, el IFN 2000 fue sometido a evaluaciones estadísticamente rigurosas pero parciales, en el norte del país (Mas et al. 2001, Peralta-Higuera et al. 2001) y en cuatro regiones representando una amplia gama de eco-sistemas forestales del país (Couturier y Mas 2009). Los resultados de esta última evaluación se presentan más adelante. Las particularidades de cada una de estas bases de datos, sus bondades, limitaciones y diferencias se en-cuentran en Velázquez et al. (2002), Mas et al. (2004), SEMARNAT (2005) y Sánchez-Colon et al. (2008).

La diversidad de categorías cartográficas de las Series I y II del INEGI (INEGI 1980) se homologó al sistema clasificatorio IFN 2000. Eso consistió en agrupar en cua-tro niveles a las más de 300 categorías de la Serie I y a las más de 600 de la Serie II. Así se procedió a hacer una comparación preliminar con énfasis en tres aspectos: El primer aspecto fue la evaluación de la confiabilidad de la digitalización de la Serie I, con base en 100 puntos aleato-rios para los cuales se comparó la versión digital y los ma-pas impresos; el segundo aspecto fue la identificación de cambios improbables a partir de los cruces entre mapas. Un caso ilustra que los “Pastizales alpinos”, por ejemplo, nunca pudieron haber sido transformados a una “Selva” o a un “Manglar”. Cuando había incongruencias se recurrió a la imagen que fue la fuente de información para hacer el re-etiquetamiento correspondiente. El tercer aspecto consistió en que se decidió trabajar con los niveles supe-riores de agregación ya que las categorías menores encie-rran una mayor afinidad y por ende mayor probabilidad de error. Las diferencias entre “Bosques de pino” y “Bosques de pino-encino” son discutibles y para tal fin, ambas que-daron en la categoría de bosques. Los detalles de cada una de estas operaciones y su programación en la plataforma SIG se presentan en Mas et al. (2004).

Una vez homologados y corregidos los insumos de diferentes fechas se cruzaron en el sistema de informa-ción geográfica para generar mapas y matrices de cambio. Las tasas de cambio se calcularon utilizando la siguiente ecuación (Nascimento 1991):

t = 1 – ((S1 –S

2)/S

1))(1/n) –1

Donde: “t” es la tasa de cambio, “S1” la superficie

en la fecha 1, “S2” la superficie en la fecha 2 y “n” el

número de años del periodo estudiado (fecha 1 – fe-cha 2).

Evaluación de confiabilidad

La evaluación de la confiabilidad de las bases de datos y el cambio resultante de sus cruces se realizó en dos etapas.

La primera etapa se realizó en cuatro áreas eco-geo-gráficas de México (Couturier 2007 y Couturier y Mas 2009). Estas áreas están caracterizadas por diferentes situaciones de cobertura vegetal y de uso de suelo, repre-sentando, hasta cierto punto, la complejidad del territorio nacional. Dos áreas mayoritariamente templadas, la cuen-ca cerrada del lago de Cuitzeo (referida después como Cuitzeo), y la región del Pico de Tancítaro; un área con condiciones cálido-húmedas (región de Los Tuxtlas) y una con climas sub-húmedos (cuenca del río Candelaria). Las áreas del Pico Tancítaro y del río Candelaria se carac-terizan por la dominancia de cobertura naturales arbóreas (con y sin manejo intensivo humano, respectivamente). Las regiones de Cuitzeo y de Los Tuxtlas están caracte-rizadas por modificaciones antrópicas por cultivo anual y uso agropecuario, respectivamente. El insumo base para la verificación en cada área eco-geográfica fue la foto-grafía aérea (el archivo INEGI para dos áreas y vuelos independientes para las restantes).

La segunda etapa fue a partir de dos áreas piloto a) la región del sureste de México (16,200,000 de has) y b) el Estado de Michoacán (6,000,000 de has); lo que equivale al 12% de la superficie terrestre del país con ex-celente representatividad para la mayoría de los ecosis-temas. Para este fin se construyeron dos bases de datos: una que fue resultado de los mapas de cambio derivadas del cruce (llamada contextual) y otra independiente con base en fotografías aéreas del INEGI escala 75,000 y las fotografías aéreas digitales tomadas en el ámbito del IFN 2000 (Peralta-Higuera et al. 2001), denominada de re-ferencia. Con base en un muestreo aleatorio (por basarse en una tabla de números al azar) estratificado (para in-cluir un número suficiente de sitios de verificación para cada categoría independientemente de su superficie, ver Stehman y Czaplewski 1998) se seleccionaron 43 y 55 pares (dos fechas diferentes) de fotografías de un mismo sitio para el sureste y Michoacán, respectivamente. Para cada sitio correspondiendo a un par de fotografías, se hizo la interpretación visual de las fotografías y se estimó la proporción de cada proceso de cambio. Los datos se analizaron a través de matrices de confusión consideran-do dos enfoques, a) el enfoque Booleano, en el cual se consideró que un sitio de verificación está correctamente

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clasificado únicamente cuando el proceso de cambio con la mayor superficie en la foto (base de datos de referen-cia), corresponde con el proceso de cambio con mayor superficie en el mapa de cambios (base de datos contex-tual), y b) el enfoque difuso (“fuzzy”) en el cual, los si-tios de verificación donde coincidieron con más de 40% de la superficie un mismo proceso tanto en el mapa de cambios como en las fotos, se consideraron aceptables (Woodcock y Gopal 2000).

Para ambas etapas, el grado de confiabilidad se expre-só en tres índices: el de la confiabilidad global (proporción del mapa correctamente clasificado); el de la confiabilidad del usuario (que mide la proporción de sitios de cierta ca-tegoría en el mapa que están correctamente clasificados al ser verificados en la base de datos de referencia); y el de la confiabilidad del productor (proporción de sitios de cierta categoría en las fotografías que están correctamen-te clasificados en la base de datos contextual). Debido a que el muestreo fue aleatorio estratificado, para calcular los índices de confiabilidad sin sesgo, las matrices fueron ponderadas con la proporción que ocupó cada categoría en el mapa según el método propuesto por Card (1982). Estos cálculos permiten evaluar el intervalo de confianza alrededor de la estimación de la confiabilidad (los detalles metodológicos se presentan en Mas y Couturier 2009). Los resultados se discuten a la luz de las ventajas y limi-taciones de las diversas bases de datos existentes.

rESuLTAdOS

Homologación y corrección

El proyecto del IFN 2000 incluyó la construcción de un marco conceptual que asegurara la compatibilidad temá-tica con las bases de datos existentes. Para el año 2000 no existía en el país una conformación de leyenda que resolviera la amplia diversidad de tipos de vegetación y su potencial de ser delineados en cartas a escala 1:250,000. Para INEGI la cantidad de categorías entre sus series di-vergía enormemente ya que la Serie I consideró más de 300 y la Serie II más de 600. Las leyendas, no obstante, presentan categorías de coberturas que hacen compleja la organización y estandarización. Por ejemplo:

1. El uso de términos toponímicos (v. gr. Matorral Tamaulipeco)

2. El uso del género arbóreo dominante antes de la fenología (v. gr. bosque de encino con al me-

nos tres connotaciones, caducifolia, perenne y subperennifolia)

3. El uso de la condición mesoclimática (v. gr. bosque mesófilo, matorral xerófilo, vegetación de desiertos áridos)

4. El uso de términos geomorfológicos o fisiográficos (v. gr. dunas costeras, vegetación de desiertos áridos arenosos)

5. El usos de nombres o vocablos locales tales como: “tetechera”, “nopalera”, “popal”, “tular”, “izotal”, “ca-rrizal”, entre otros

La segunda tarea fue referente a la jerarquización, es decir, conceptos como bioma, tipo de vegetación, for-mación vegetal, comunidad vegetal, asociación y otros (usados de manera distinta por cada autor y no incor-porados en la construcción de las leyendas del INEGI) fueron sistematizados y a partir de estos se propuso un sistema jerárquico que prevalece hasta hoy día. Se puso además énfasis en adaptar el alcance temático de este sistema jerárquico con la capacidad de discernimiento del soporte de percepción remota (imágenes Landsat), lo que no había sido un énfasis de la estrategia de mapeo de la Serie II.

Otro aspecto del IFN 2000 que tuvo implicaciones en la calidad de la información fue la estrategia meto-dológica para la obtención, corrección geométrica, me-joramiento, visualización e impresión del insumo prin-cipal (Landsat ETM +). Para el procesamiento de los insumos se construyó una base de datos de puntos de control (derivada de las cartas topográficas de INEGI es-cala 1: 50,000) para asegurar que los posibles errores por distorsión y desplazamiento no fueran mayores a los recomendables para la escala de trabajo (≤ a 50 metros). Para la delineación de polígonos se contó con la aseso-ría y supervisión de expertos regionales, siempre uno del INEGI para asegurar la comparabilidad y uno de alguna institución académica. Los aspectos más innovadores y rigurosos se generaron con las metodologías propias para evaluar y corregir errores de etiquetamiento y de incom-patibilidad de polígonos vecinos (Palacio et al. 2000).

Análisis de procesos de deforestación

Los mapas de 1976, 1993 y 2000 se cruzaron para generar dos mapas de cambio para los periodos 1976-1993 y 1993-2000 de los cuales se derivaron los mapas, las matrices y las tasas de cambio. En la figura

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La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo 29

Figura 2. Mapa de deforestación (1976-2000)

Figura 1. Superficie (km2) de los principales tipos de vegetación y uso del suelo en 1976, 1993 y 2000. B: bosque; S: selva; M.: matorral; P.N.: pastos naturales; Pz: pastizales; C: cultivos

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Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier30

1 se presentan las superficies de los principales tipos de vegetación y uso del suelo. Se puede observar un importante incremento de los pastizales y cultivos, así como un importante decremento de las áreas foresta-les. Entre 1976 y 2000 fueron más de 20,000 km2 de bosque, 60,000 km2 de selva y 45,000 km2 de matorrales desmontados, lo que representa tasas de deforestación de 0.25, 0.76 y 0.33 % por año, res-pectivamente. La figura 2 representa la distribución espacial de las áreas forestales y deforestadas. Para fines de claridad en la representación en blanco y ne-gro, se juntaron bosques templados, selvas y mato-rrales en una sola categoría. Se puede observar que la deforestación fue particularmente elevada en ciertas regiones.

Evaluación de la confiabilidad fase I

En el cuadro 3 se presentan los índices globales y por categoría de la confiabilidad del mapa del IFN 2000 para cada área eco-geográfica.

Observamos que las categorías “manglar” y “otros tipos de cobertura” (sin vegetación aparente, cuerpo de agua y asentamiento humano) están cartografia-dos con muy alta confiabilidad (generalmente supe-rior a 79%). Por lo contrario, se pueden registrar al-tos niveles de error en las categorías de vegetación acuática no arbolada (popal-tular y vegetación haló-fila). En contraste con las altas confiabilidades gene-ralmente obtenidas para las categorías cartografiadas de vegetación poco modificada (categorías sin “ve-getación secundaria”), numerosos errores afectan las categorías de vegetación muy modificada (catego-rías denominadas “con vegetación secundaria”). Por ejemplo, en Cuitzeo, las categorías matorral subtropi-cal (78%), bosque de pino-encino (97%), bosque de encino (92%), bosque de pino (79%) y bosque de oyamel (76%) se encuentran muy confiables, mien-tras las categorías de bosque de encino con vegetación secundaria (46%), pino con vegetación secundaria (12%) y bosque mixto con vegetación secundaria (45%) están cartografiadas con baja confiabilidad. Tanto desde el punto de vista taxonómico como de los elementos del paisaje, las categorías de vegetación muy modificada se encuentran cercanas a categorías de uso de suelo y a categorías de vegetación poco mo-dificada. Por lo tanto, son más propicias a confusión con otras categorías que las categorías de vegetación

poco modificada. Esta baja confiabilidad arroja retos de mejoramiento de la futura cartografía por la impor-tancia que reviste la vegetación muy modificada en estudios de degradación de los ecosistemas.

Los índices globales de confiabilidad (IGC) al ni-vel de subcomunidad por área eco-geográfica oscilan entre 64.4% (Candelaria) y 77.9% (Los Tuxtlas), los cuales se revelan muy aceptables comparados con ni-veles de confiabilidad registrados en las pocas evalua-ciones estadísticamente válidas de mapas regionales en el mundo (Couturier y Mas 2009). Por ejemplo, el IGC del IFN2000 en las dos áreas densamente fores-tadas (Tancítaro y Candelaria), de 64.4% y 67.3%, es comparable con el resultado de un estudio con alto número de clases de bosque, en Canadá (67%, véase Wulder et al. 2007). Por otra parte, los valo-res de IGC en las áreas en donde prevalecen clases de uso de suelo (Cuitzeo y Los Tuxtlas), de 74.6% y 77.9%, son comparables con el resultado del estudio de la cartografía Corine Land Cover 2000 (Büttner y Maucha 2006), enfocada en usos de suelo, en Europa (74.8%), y con el resultado de TREES2000 en Asia del Sur y Sureste (72%, véase Stibig et al. 2007), y superan el rango del estudio estadísticamente vá-lido en las regiones administrativas de los Estados Unidos de América (46% a 66%, véase Stehman et al. 2003). Un análisis comparativo más detallado en-tre las evaluaciones se puede consultar en Couturier y Mas (2009).

Evaluación de la confiabilidad fase II

En el sureste, la fiabilidad global obtenida a través del en-foque booleano fue de 72.6% y con el enfoque difuso de 88% considerando solo tres procesos: permanencia fo-restal, permanencia antrópica y deforestación (Cuadros 4 y 5) (Díaz-Gallegos y Mas 2008). En el estado de Michoacán, la fiabilidad global del mapa de cambio al-canzó 68 y 85% (enfoque Booelano y difuso, respec-tivamente) considerando cuatro procesos de cambio (permanencia de coberturas forestales, permanencia antrópica, deforestación y recuperación de vegetación natural) (Fernández 2006).

En la evaluación de la fiabilidad del mapa de cam-bio solo se verificaron un número limitado de sitios (43 y 55) por lo cual los intervalos de confianza alrededor de la estimación de fiabilidad es grande (Cuadro 6).

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La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo 31

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La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo 33

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Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier34

dISCuSIón y COnCLuSIón

Consecuencias de la falta de evaluación para la cartografía del IFN2000

El mapa del IFN no está exento de error dado que existen limitaciones que deben considerarse. Por ejemplo la falta de un mecanismo de verificación completa y expedita al momento de ser liberado obligó a depender de la Serie

II como única fuente de información para la asignación de etiquetas a cada polígono. Los errores fueron diversos y a la luz del tiempo se han detectado que para ciertas regiones como el centro occidente (Oaxaca, Guerrero, Michoacán y Jalisco), así como para regiones del sureste (Yucatán y Quintana Roo), los errores fueron más noto-rios sin llegar a ser significativamente importantes (Mas y Fernández, 2003; Velázquez et al. 2003).

Un punto de confusión adicional lo representa el ni-vel taxonómico de mayor detalle de la leyenda utilizada

Cuadro 4. Matriz de confusión para el sureste de México (enfoque booleano)

Cuadro 5. Matriz de confusión para el sureste de México (enfoque difuso)

Mapa de cambio

Sitio de verificación

1 2 3 Total Fiabilidad del productor (1 - error de omisión)

Sitios de verificación

1. Coberturas antrópicas sin cambio

0.142 0.017 0.058 0.216 0.65

2. Deforestación 0.137 0.115 0.252 0.54

3. Bosques sin cambios

0.035 0.034 0.462 0.531 0.87

Total 0.177 0.188 0.635

Fiabilidad del usuario (1 - error de comisión)

0.80 0.73 0.73 Fiabilidad global 0.74

Mapa de cambio

Sitio de verificación

1 2 3 Total Fiabilidad del productor (1 - error de omisión)

Sitios de verificación

1. Coberturas antrópicas sin cambio

0.157 0.008 0.058 0.223 0.70

2. Deforestación 0.020 0.155 0.175 0.89

3. Bosques sin cambios

0.025 0.577 0.602 0.96

Total 0.177 0.188 0.635

Fiabilidad del usuario (1 - error de comisión)

0.89 0.82 0.91 Fiabilidad global 0.89

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La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo 35

en el IFN 2000 (nivel denominado subcomunidad). Se intentó incluir en este nivel un grado de dominancia de alta o baja modificación antrópica (con o sin vegetación secundaria) para aquellas coberturas de vegetación que podían ser clasificadas como tal. La nomenclatura de di-cho nivel y su rigurosa aplicación para cada una de las categorías presentaron deficiencias de inteligibilidad para los lectores ajenos al proceso mismo de categorización de los polígonos, y deficiencias de confiabilidad a la luz de los resultados presentados de confiabilidad por clase (la cartografía de las coberturas “con vegetación secunda-ria” resulta poco confiable).

Otra limitación de la ausencia de un esquema de eva-luación del mapa IFN 2000 fue la carencia de un análisis de intervalos de error estadístico, propio de la escala y que se puede derivar de los ejercicios de evaluación. Esta carencia no permitió que se generaran escenarios pros-pectivos confiables al momento de la entrega y obligó a presentar la información como un dato “duro” a pesar de conocer las posibles fuentes de error. Las superficies reportadas en este estudio, no obstante, fueron compa-rables con las estadísticas publicadas para los tres grupos de leñosas del país. Se observan diferencias importantes en los pastizales naturales y los cultivos (que incluyen a los asentamientos humanos dentro de la categoría). Para los primeros el IFN reporta por arriba de 8 millones de lo reportado por la Serie III; mientras ésta última base de datos reporta que los cultivos cubren una extensión de

más de 7 millones por arriba a lo reportado por el IFN 2000 (Cuadro 7).

El análisis de cambio de uso del suelo derivado del IFN 2000

Por mandato del INE-SEMARNAT, el Instituto de Geografía-UNAM entre el 2001 y 2002 realizó una investigación enfocada a comparar (cartográfica y es-tadísticamente) las bases de datos disponibles a escala 1:250,000 para poder obtener predicciones que des-cribieran la dinámica de la cubierta del suelo y por ende las tasas de pérdida del capital natural (Velázquez et al. 2002). Para fines de este estudio resulta relevante des-tacar que por primera vez en la historia del país y por iniciativa de dependencias oficiales (INEGI, SEMARNAP e INE), se pudo llevar a cabo un análisis de cambio de uso de suelo basado en información con expresión cartográ-fica robusta, compatible en sus leyendas y comparable en sus escalas. Entre los resultados más conspicuos, se cita que las tasas de cambio de mayor grado de confianza se observaron al tomar la Serie I como base de datos de re-ferencia. La serie II aún mostraba muchas incongruencias para poder considerarse una base de datos adecuada para un cálculo robusto (Velázquez et al. 2002)2.

2 El INEGI elaboró posteriormente una versión reestructurada

(serie IIR).

Cuadro 6. Valores estimados de la fiabilidad y sus respectivos intervalos de confianza (enfoque difuso)

Tipo de cambio Fiabilidad del productor (%)

Medio intervalo de confianza (%)

Fiabilidad del usuario (%)

Medio intervalo de confianza (%)

1. Coberturas antró-picas sin cambio

70.4 34.8 88.7 19.6

2. Deforestación 88.6 15.3 82.4 15.9

3. Bosques sin cambios

95.8 17.7 90.9 17.0

IFN 2000 (%) Serie III (%) Diferencia (%) Diferencia (ha)

Bosques 16.9 17.6 -0.7 -1,302,616

Selvas 15.9 16.2 -0.4 -699,029

Matorrales 28.5 26.2 2.3 4,507,257

Pastizales 9.7 5.3 4.4 8,553,469

Cultivos 23.5 27.5 4.0 -7,775,881

Cuadro 7. Comparación entre estadísticas derivadas del IFN 2000 y la Serie III de INEGI (2003)

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Con base en lo anterior, resulta interesante comparar lo que resultó de los cruces entre la Serie I, el IFN 2000 y la Serie III. Para hacerlo más objetivo se calcularon las tasas de cambio (eje vertical) y los resultados (figura 3) mostraron que las tasas derivadas de la comparación con el IFN son superiores para los bosques, selvas y pastiza-les; y más bajas para los matorrales y los cultivos (que incluyen a los asentamientos humanos dentro de la categoría).

Las diferencias aunque pequeñas nos dejan ver tendencias diferentes. Sánchez Colón et al. (2008) documentaron en detalle la condición y tendencias de los ecosistemas de México con base en la compa-ración de las series I, II y III del INEGI. En este estu-dio se observa que en la última década las tasas de pérdida de las cubiertas naturales se han disminuido drásticamente comparadas con lo que se reporta an-tes de los 70 y entre los 70 y los 90. El estudio de Mas et al. (2004) no hace dicha distinción pero se infiere de sus bases de datos que las tasas más que disminuir se han estabilizado.

Consecuencias de la falta de evaluación para el análisis nacional de cambios de uso del suelo

Una de las políticas que merece una reflexión profunda es el tema de conservación ya que es deseable que una buena base de datos pueda contribuir a desarrollar políti-cas de conservación ad hoc para cada tipo de vegetación y ponderadas para cada región de un país como México.

Para fines de elaboración de escenarios en el país las dos situaciones consideradas en este trabajo resultan contrastantes y merecen ser evaluadas antes de que una u otra de las dos sea adoptada como verdad irrefutable. Por lo tanto, las bases de datos futuras deben por convic-ción contar con un mecanismo de evaluación de su cali-dad de información. Tal evaluación permite no solamente conocer el grado de fiabilidad con el cual el mapa presenta la distribución de las coberturas del suelo, o los cambios de cobertura, sino también sus sesgos y defectos especí-ficos. Sólo así, se podrán atender de manera rigurosa los aspectos de la planificación territorial o mejor conocido en México como el proceso de Ordenamiento Ecológico Territorial (OET). Hoy día no menos de la mitad de los insumos en sus fases de diagnóstico o caracterización, de integración o análisis y de pronóstico o proyección, re-

Figura 3. Tasas de cambio (% por año) comparativas entre la Serie I del INEGI (1976) como base de referencia y el IFN 2000 y la Serie III del INEGI (2002)

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curren al uso de la cartografía de los tipos de vegetación para entender la condición, la tendencia y el potencial de uso de un territorio.

México tendrá que apostarle a contar con bases de datos congruentes y con una sólida expresión territorial o permanecer al margen de poder profundizar en el co-nocimiento del territorio y la generación de información que coadyuve a definir estrategias y políticas de manejo y conservación de los recursos naturales y culturales en tiempo r eal.

AgrAdECIMIEnTOS

Parte de este estudio se llevó a cabo en el ámbito del pro-yecto Regionalización ecológica a nivel regional: Análisis del cambio de uso del suelo (Instituto de Geografía - Instituto Nacional de Ecología (INE) y del proyecto SEP-CONACyT Un sistema de monitoreo de la deforestación en México (clave 47198).

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Recibido: 29 de septiembre de 2008 Aceptado: 26 de febrero de 200940

Tendencias y proyecciones del uso del suelo y la diversidad florística en Los Altos de Chiapas, México

Mario González-Espinosa,1 4 Neptalí Ramírez-Marcial,1 Luis Galindo-Jaimes,2 Angélica Camacho-Cruz,2 Duncan Golicher,,1 Luis Cayuela3 y José María Rey-Benayas3

1 Departamento de Ecología y Sistemática Terrestres,

División de Conservación de la Biodiversidad, El Colegio

de la Frontera Sur (ECOSUR), 29290, San Cristóbal de

Las Casas, Chiapas, México.

2 Biodiversidad: Conservación y Restauración, A. C.

(BIOCORES, A C.), Tapachula 17, Barrio El Cerrillo,

29220, San Cristóbal de Las Casas, Chiapas, México.

Resumen En Los Altos de Chiapas la agricultura tradicional y la extracción forestal con disturbio crónico de baja intensidad han causado deforestación y degradación de la estructura y función de los bosques. Ha ocurrido una “pinarización” del paisaje, un fenómeno de amplia ocurrencia en las montañas tropicales de México, poco reconocido y comprendido: inducción de la dominancia de pinos donde antes predominaron los encinos y una alta biodiversidad. En este trabajo se presentan resul-tados sobre deforestación, degradación y regeneración de los bosques remanentes. Se proponen alteraciones en la distribución de grupos de especies bajo diferentes escenarios de cambio climático, y la restauración de los bosques con base en la riqueza de árboles nativos (120-140 especies), para recuperar su biodiversidad y alcanzar un uso sustentable.

AbstractTraditional agriculture and forest use in the highlands of Chiapas have driven severe forest clearing and de-gradation. An induced pine-rise has swept over most of the productive landscape units, a frequent but mostly neglected pattern in the tropical mountains of Mexico: native pine species become dominant in forest stands that previously included mostly oaks and many other broadleaved trees. Results are presented on defores-tation rates, floristic impoverishment, and natural tree regeneration in the remaining forests. The distribution of climatically associated species pools is related to di-fferent scenarios of regional climate change. Forest res-toration practices are proposed based on using of a high number of tree species (120-140) that would allow for biodiversity recovery and sustainable use.

Palabras claveCambio climático, disturbio crónico, encinos, extrac-ción forestal, grupos funcionales, pinarización, pinos, reforestación, restauración de bosques, sucesión forestal.

Key wordsChronic disturbance, climatic change, deforestation, forest restoration, forest succession, forest use, func-tional groups, oaks, pines, pine-rise.

3 Departamento Interuniversitario de Ecología, Universidad

de Alcalá, 28871, Alcalá de Henares, España.

4 Autor para correspondencia. Tel. +52 967 678 4558,

+52 967 674 9000, ext. 1318; Fax +52 967 678

4557; correo-e: mgonzale@ecosur.mx.

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Tendencias y proyecciones del uso del suelo y la diversidad florística 41Laura Arriaga 41

No es aventurado aseverar que la riqueza biológica de Chiapas, junto con la del vecino estado de Oaxaca, con-tribuye en gran medida a que México haya sido inclui-do entre los países megadiversos (Mittermeier 1988, Ceballos et al. 1998, García-Mendoza et al. 2004, González-Espinosa et al. 2005a, Brooks et al. 2006). En estrecha dependencia con su alta biodiversidad, se ha reconocido también la riqueza cultural actual e histórica de Chiapas (Berlin et al. 1974, Collier 1975, Perales et al. 2005). Aunque en gran medida esta cultura se plas-ma en la persistencia de prácticas ancestrales de aprove-chamiento de los recursos naturales por las comunida-des (por ej. Nations y Nigh 1980, Parra-Vázquez y Díaz Hernández 1997, Hellier et al. 1999, Levy-Tacher et al. 2002, Levy-Tacher y Aguirre Rivera 2005, Montoya et al. 2003), es también cierto que su potencial de aporta-ción a un aprovechamiento sustentable no ha alcanzado a realizarse y, así, contribuir a romper la frecuente aso-ciación positiva (que no una relación de causa-efecto) entre la pobreza y la riqueza biológica (Montoya-Gómez et al. 2003, Adams et al. 2004).

Los ecosistemas terrestres potenciales de Chiapas, desde cerca del nivel del mar, en las planicies costeras del Pacífico y del Golfo de México, hasta su límite con el Zacatonal Alpino arriba de la cota de los 3000 m en el volcán Tacaná, corresponden casi completamente a diferentes tipos de bosques (Miranda 1952, Breedlove 1981, González-Espinosa et al. 2004, 2005b, González-Espinosa y Ramírez-Marcial, en prep.). De manera similar a lo que ha ocurrido con los bosques de otras regiones tropicales, la superficie forestal en algunas regiones de Chiapas se ha reducido por lo menos a la mitad de lo que era hace 40 años (de Jong et al. 1999, Cayuela et al. 2005, 2006a). Más aún, las superficies que ahora se observan arboladas (y en buena medida también hace 40 años) corresponden a bosques con diversos niveles de degradación en su estructura y funcionamiento.

En Chiapas, la causa principal de la desaparición de los bosques y de la degradación de los fragmentos fo-restales remanentes ha sido el cambio de uso del suelo para establecer diversos tipos de unidades de producción agropecuaria y su interacción ocasional, aunque muy da-ñina, con fenómenos naturales y económicos de escala regional o global como los incendios sobre amplias ex-tensiones en años de El Niño, los huracanes de alta in-tensidad y violencia, la migración y el empobrecimiento (Richter 2000, Román-Cuesta et al. 2003, Montoya et al. 2003). A su vez, la expansión de las áreas dedicadas a

la agricultura refleja un crecimiento de la población, que aunado a las presiones de la globalización y la legítima aspiración de las comunidades indígenas y de campesi-nos mestizos por un mayor bienestar, ha rebasado am-pliamente los límites de la sustentabilidad bajo las con-diciones de tecnología, políticas públicas y organización disponibles (Parra-Vázquez y Díaz-Hernández 1997, Richter 2000, Montoya et al. 2003, Villafuerte-Solís 2004).

En este trabajo se revisan evidencias recientes de la deforestación y de impactos del cambio de uso del sue-lo en la poblada región conocida como Los Altos o la Meseta Central de Chiapas. Las preguntas guía que se proponen son: (1) ¿qué referencia de riqueza florística es posible proponer para valorar el grado de afectación de los paisajes agropecuarios, que a la vez definiría el po-tencial y tamaño del reto que representa la restauración ecológica en la región?, (2) ¿cuáles son las principales tendencias de uso del suelo?, (3) ¿cuáles son los prin-cipales procesos y consecuencias físicas y biológicas de estos cambios? y (4), ¿cuáles son las tendencias y ma-yores amenazas para la conservación y aprovechamiento sustentable de los bosques en la región?

rIquEzA FLOríSTICA dE LOS ALTOS dE ChIAPAS

El sur de México y Centroamérica, regiones con las que Chiapas tiene sus principales relaciones biológicas, cons-tituyen en conjunto una de las regiones más ricas en di-versidad vegetal en el mundo (Mittermeier et al. 2003, Francis y Currie 2003). Si bien debe concederse que la exploración botánica realizada en Chiapas es aún clara-mente insuficiente, puede decirse que la flora del estado es relativamente bien conocida. A este conocimiento han contribuido muchos proyectos botánicos y etnobiológi-cos efectuados en la entidad o en regiones vecinas.

El proyecto Flora de Chiapas, realizado por la Academia de Ciencias de California desde el decenio de 1970, ha pu-blicado el tratamiento monográfico de unos pocos grupos de plantas vasculares. Otros proyectos de gran enverga-dura realizados en Guatemala han contribuido al conoci-miento de un más amplio conjunto de grupos (los traba-jos de Charles L. Lundell sobre El Petén publicados en el decenio de 1930 y, en especial, el proyecto del Museo Field de Chicago sobre la flora de ese país, publicado en-tre 1946 y 1975). Más recientes, deben mencionarse proyectos realizados en los estados vecinos de Oaxaca (García-Mendoza et al. 2004), Veracruz (proyecto Flora

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Mario González-Espinosa et al.42

de Veracruz) y de la península de Yucatán (Durán et al. 2000), con los cuales los ecosistemas chiapanecos com-parten muchos elementos florísticos. Finalmente, Chiapas se localiza dentro del área de estudio del proyecto Flora Mesoamericana (realizado por el consorcio formado por la Universidad Nacional Autónoma de México [UNAM], el Jardín Botánico de Missouri y el Museo de Historia Natural de Londres), actualmente reconocido como el proyecto de exploración botánica más ambicioso y activo en el sur de México y Centroamérica.

La riqueza de angiospermas de México ha sido esti-mada por diferentes autores desde no menos de 16,870 hasta 30,000 especies (Villaseñor 2003), con estima-ciones más recientes entre 21,300 y 24,600 especies (Espejo-Serna et al. 2004). Sin embargo, en la me-dida en que el conocimiento taxonómico llegue a ser más exhaustivo y se revise y depure la nomenclatura, es posible estimar como una cifra más acertada la de

26,000-27,000 especies (J. L. Villaseñor-Ríos, Instituto de Biología, UNAM, com. pers.). De este conjunto, al menos unos 7,600 taxa corresponderían a la flora de chiapaneca (Villaseñor 2003). Las causas de la enorme riqueza florística de Chiapas se identifican con su acci-dentada orografía y su historia geológica, que determi-nan una gran variedad de climas y condiciones ecológi-cas (Breedlove 1981, González-Espinosa et al. 2005b). Miranda (1952) y Breedlove (1981) identificaron en Chiapas 12 y 18 formaciones vegetales, respectivamen-te, de las cuales la mayoría corresponden a bosques y selvas. La riqueza arbórea de Chiapas se ha estimado, de manera conservadora, en 1,400-1,500 taxa (González-Espinosa et al., 2004, 2005b). (Se consideran como árboles a aquellas plantas con hábito monopódico, cuyo tallo principal alcanza más de 3 cm de diámetro a una altura aproximada de 130 cm desde el suelo y con altura de su copa de más de 3 m.)

Fig. 1. La diversidad de árboles y la fisiografía en Chiapas. Se muestra la distribución espacial de la diversidad de especies arbóreas sobrepuesta a un modelo digital de elevación de Chiapas. La diversidad se expresa como el índice de concentración de Simpson (-ln IS). La estimación se obtuvo con el método de interpolación óptima krigging, a partir de valores calculados en 114 puntos (celdas) obtenidos de las colectas de herbario disponibles en un área de 77 km2 (n ≥ 40 ejemplares; véanse detalles sobre las bases de datos utilizadas en González-Espinosa et al. 2004, 2005b, 2008b)

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La distribución de la diversidad arbórea de Chiapas es muy heterogénea (Fig. 1). Se observa que los mayores valores de diversidad de especies arbóreas conocidas se encuentran en el oriente de Chiapas, en la región cono-cida como la Selva Lacandona. En esa región, los frag-mentos de selvas mejor conservadas pueden tener entre 80-110 (¿hasta 120?) especies de árboles por hectá-rea (Meave del Castillo 1990; J. A. Meave del Castillo, Facultad de Ciencias, UNAM, com. pers.). Aunque las re-giones de Los Altos y las Montañas del Norte, localizadas por arriba de los 1500 m de altitud, muestran los valores de diversidad arbórea más bajos en todo el estado, no necesariamente son pobres en su riqueza arbórea (Fig. 1). El total de especies de árboles estimado para todo el estado en las franjas altitudinales de 1500-1999, 2000-2499 y >2500 m es de 411, 319 y 113 especies, res-pectivamente (González-Espinosa et al. 2007). No es raro que un fragmento moderadamente bien conservado de bosque mesófilo de montaña o de bosque de pino-encino contenga 40-50 especies arbóreas por hectárea (González-Espinosa et al. 1995, Ramírez-Marcial et al.

2001, Cayuela et al. 2006a). Los únicos inventarios disponibles para la región de Los Altos, que han consi-derado de manera pretendidamente exhaustiva todos los gremios de especies de plantas vasculares (excepto las epífitas) en fragmentos relativamente bien conservados, han reportado valores de riqueza local de 150 a 190 especies (González-Espinosa et al. 1995; Fig. 2). Si a estas cifras se agrega la riqueza observada de especies de epífitas vasculares en rodales de bosque de pino-encino de Los Altos de Chiapas (74 especies, Wolf y Flamenco 2003, 2005, 2006) el total de riqueza de especies de plantas vasculares llegaría con facilidad a 220-250 espe-cies, un límite conservador.

La enorme diversidad florística de Chiapas no sólo representa riqueza biológica. Aunque no se dispone de inventarios detallados sobre el aprovechamiento de la flora en muchas localidades, los pocos listados que hay disponibles indican que una alta proporción de las es-pecies de plantas vasculares es utilizada, a menudo de varias maneras, por las comunidades indígenas y campe-sinas de Chiapas (Berlin et al. 1974, Soto-Pinto 1990,

Fig. 2. Riqueza florística y la presencia de encinos en los bosques de Los Altos de Chiapas. Relación entre la riqueza (número de especies) de los principales gremios de plantas vasculares, y su total (sin incluir epífitas) con el incremento de la importancia (valores de densidad y área basal relativos) de las especies de encinos (Quercus spp.) en 11 sitios de Los Altos de Chiapas. La amplitud de los valores de importancia de los encinos abarca desde 0.1 (sitio 1) hasta 44.6% (sitio 11). Se muestra la recta de un modelo de regresión lineal simple, excepto para el caso de Arbustos, en que se obtuvo un mejor ajuste con un modelo cuadrático. Se indica en cada caso el coeficiente de determinación. Con excepción de Árboles del dosel y Todas las especies la correlación no paramétrica entre las variables fue significativa (rho de Spearman < 0.05, n = 11 en todos los casos). Mayores detalles sobre los métodos de muestreo utilizados en los inventarios florísticos pretendidamente exhaustivos para los fragmentos forestales de cada sitio aparecen en González-Espinosa et al. 1993, 1995)

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Berlin y Berlin 2005). El doctor Dennis E. Breedlove (Departamento de Botánica, Academia de Ciencias de California, com. pers.), estimó que un tercio de las espe-cies de plantas vasculares de la entidad tenían al menos un tipo de uso, aunque no se les reconozca un valor co-mercial: medicinales, alimenticias por sus flores, frutos, semillas, hojas, corteza o raíces), forrajeras, materiales para construcción, combustibles, fibras, ornamentales, usos industriales, usos ceremoniales, y otros. De esta manera, el inventario y mantenimiento del mayor núme-ro de especies en un paisaje es de la mayor importancia como una base de recursos para el desarrollo.

dEFOrESTACIón y CAMbIO dE uSO dEL SuELO

El estudio de los cambios en la cobertura de los bosques de Los Altos de Chiapas, asociados a la práctica de la agricultura tradicional y al establecimiento de potreros, se remonta a proyectos de etnobiología realizados entre 1955 y 1960 (Wagner 1962). La disponibilidad de tec-nología para el manejo y análisis de bases de información geográfica digitalizadas ha permitido la realización, en el lapso de los últimos 15 años, de estudios muy detallados acerca de los cambios del uso del suelo y las causas de la deforestación en la región (de Jong et al. 1999, Ochoa-Gaona y González-Espinosa 2000, Palacio-Prieto et al. 2000, Ochoa-Gaona 2001, Cayuela et al. 2006a, b, c, Cortina Villar et al. 2006; un resumen de cifras relevan-tes se presenta en González-Espinosa et al. 2007).

Han sido muy variadas las fuentes de información utilizadas y los métodos y procedimientos seguidos para la clasificación de las imágenes y el análisis de la frag-mentación (Ochoa-Gaona 2001, Cayuela et al. 2006b). No obstante, salta a la vista la gran magnitud de la pérdi-da de superficie forestal, particularmente desde principios del decenio de 1970; de hecho se pueden mencionar, como casos excepcionales, incrementos de cobertura de bosques reportados en algunas comunidades durante los últimos 10 años (Cortina Villar et al. 2006).

Las causas de la deforestación que se han identificado son diversas y permiten, al menos, plantear de manera general que hay mucha heterogeneidad en los patrones y los procesos, tanto en términos espaciales como tempo-rales. Así, se han podido distinguir procesos muy intensos de deforestación asociados a concesiones de aprovecha-miento forestal ejecutadas en municipios como Chanal, entre los años 1970 y 1990 (Ochoa-Gaona y González-Espinosa 2000), o en comunidades de reciente estable-

cimiento derivadas de la reubicación de grupos indígenas expulsados por supuestos motivos religiosos, o por la in-vasión (“recuperación”) de algunas propiedades privadas en los años inmediatamente siguientes al levantamiento zapatista de 1994 (González-Espinosa 2005, Cayuela et al. 2006a). Paradójicamente, algunas medidas conser-vacionistas extremas, decretadas y ejecutadas de manera autoritaria por el ejecutivo estatal, como la suspensión de aprovechamientos forestales en Chiapas a partir de 1991 (“veda forestal”), que coincidieron o incluso contribuye-ron al inicio del conflicto armado de 1994, aceleraron los procesos de deforestación y deterioro de los bosques du-rante casi todo el decenio (Collier y Quaratiello, 1994, Villafuerte Solís 2004, González-Espinosa, 2005c).

Sin embargo, y concediendo que se ha encontrado una considerable variación espacial en el proceso de cam-bio de uso del suelo, la región en su conjunto ha sufrido un marcado descenso en su cobertura forestal. En ge-neral, las tasas anuales de deforestación más frecuentes sobrepasan estimaciones del 1.5%, lo cual varía en fun-ción de las políticas de desarrollo de las subregiones o de la situación política particular de las comunidades. Por ejemplo, si éstas han dedicado más o menos territorio a la producción agrícola de autoconsumo y la ganadería, o al aprovechamiento forestal comercial. Con base en el uso tanto de aerofotografías como de imágenes de satélite, se han clasificado las unidades de paisaje de tal manera que permiten interpretar sus cambios en estrecha rela-ción con los patrones sucesionales derivados de la agri-cultura tradicional (Ochoa-Gaona y González-Espinosa 2000). Para 1995, se estimó que en un lapso previo de 30 años, el 50 % del área forestal había sido convertida a áreas agrícolas o potreros (Cayuela et al. 2005, 2006a), suponiendo, por breves periodos, uno de los casos más agudos de deforestación a nivel mundial. No sólo eso, a fines de los noventas la mitad del área clasificable como arbolada correspondía a vegetación secundaria (acahua-les o bosques incipientes) de muy temprana edad suce-sional (de Jong et al. 1999). Posiblemente el máximo de deforestación acumulativa ocurrió hacia finales del último siglo (Cayuela 2006a).

Los resultados de Cortina Villar et al. (2006) indican un incremento en la cobertura forestal en algunos encla-ves, lo que sugiere la posibilidad de que algunas comuni-dades se hayan interesado y organizado para conservar de manera deliberada sus bosques. Sin embargo, sin descartar en todos los casos esta posibilidad, también debe señalarse que las comunidades indígenas de Los Altos de Chiapas

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son exportadoras de jóvenes que ya no desean dedicarse a la agricultura tradicional, reduciéndose así el impacto sobre los bosques remanentes. En este sentido, el incremento de cobertura forestal puede deberse a un caso del proceso de “transición forestal”, como el documentado en algunos países latinoamericanos, donde la población rural ha emi-grado por decenios a las ciudades de la región, el país y el extranjero (Aide y Grau 2004, Grau et al. 2008).

rIquEzA FLOríSTICA y dISTurbIO AnTróPICO

El aprovechamiento y mantenimiento de los fragmentos forestales en Los Altos de Chiapas están estrechamen-te vinculados al uso agrícola de la tierra (Collier 1975, Alemán-Santillán 1989, Parra-Vázquez 1989, González-Espinosa et al. 1991, 2006). Se supone que el sistema tradicional antiguamente practicado de agricultura de ro-za-tumba-quema mantenía una direccionalidad sucesio-nal durante varios decenios después del abandono de las parcelas agrícolas. El ciclo no necesariamente se iniciaba con la afectación de bosques maduros, pero sí se supone que se deforestaban áreas con bosques al menos me-dianamente maduros que habían sido parcelas agrícolas varios decenios antes. Sin embargo, diversas presiones sociales, económicas y ecológicas han dado lugar a una serie de variantes que de manera típica incluyen: 1) pe-riodos más cortos de descanso entre el abandono de las parcelas agrícolas y el reinicio del ciclo, 2) una alta diná-mica en el cambio entre unidades del paisaje y 3), la casi inexistencia de fragmentos forestales con al menos un grado intermedio de madurez en su desarrollo (Alemán-Santillán 1989, Ochoa-Gaona y González-Espinosa 2000, González-Espinosa et al. 2006). De manera ge-neralizada, las unidades agrícolas y de pastoreo inmersas en la matriz de comunidades forestales secundarias con-forman un paisaje humanizado con predominio creciente de elementos arvenses, ruderales y aquellos propios de las comunidades secundarias tempranas.

Aunque en Los Altos de Chiapas persiste un 50% del área que puede calificarse en la categoría de “arbolado”, la composición florística de los rodales puede ser muy varia-ble en función del predominio de tres grupos principales de especies de árboles: los encinos (Quercus spp.), los pinos (Pinus spp.) y las latifoliadas o especies de árboles del interior. Los tres grupos pueden ser numerosos: hay por lo menos unas 26 especies de encinos en Chiapas, 12 especies de pinos y 400-500 especies de árboles del interior en Los Altos (González-Espinosa et al. 2007).

Es importante notar que, en general, el predominio de las especies de pino en un fragmento dado se aso-cia de manera inversa al predominio de las especies de encinos y de las otras latifoliadas (Galindo-Jaimes et al. 2002). En sitios secos, con suelos muy pedregosos, de texturas gruesas y con exposición sur o suroeste, los pi-nos tienen un predominio que puede ser natural sobre los otros dos grupos de especies de árboles. Sin embargo, en sitios más húmedos, con suelos de calidad media o buena, cercanos a los asentamientos humanos, aunque el bosque temprano que sigue a la agricultura puede incluir numerosos encinos jóvenes y rebrotes de adul-tos (González-Espinosa et al. 1991, 2006), éstos son paulatinamente removidos para su uso como leña antes de que alcancen edades reproductivas. En esos mismos sitios los pinos, cuya madera es poco apreciada para leña y carbón, permanecen en los bosques secundarios hasta alcanzar tallas maderables (> 35 cm de d.a.p., más de 30 años de edad) y edades reproductivas. Como resultado de este uso selectivo, favorable para los pinos y perju-dicial para los encinos, se inducen pinares en sitios con suelos que podrían mantener encinares maduros o bos-ques mesófilos, dando lugar a una “pinarización” del pai-saje (González-Espinosa et al. 1995, 2008a; Ramírez-Marcial et al. 2001; Galindo-Jaimes et al. 2002; Cayuela et al. 2006d). La alteración de la ruta de la sucesión se-cundaria provocada por el disturbio humano crónico de baja intensidad también ha contribuido a extender áreas de pinares inducidos en otros sitios húmedos de las re-giones montañosas de latitudes tropicales de México y Guatemala (Jardel 1992, Jardel Peláez 2008, Córdova y del Castillo 2001, Asbjornsen et al. 2004). La capacidad de las especies de pino para invadir desde hábitat mar-ginales áreas con prolongada influencia humana ha sido observada, o inferida de registros palinológicos, en otras partes del mundo en las que son autóctonas o exóticas (Richardson y Bond 1991, Richardson 1998a, b).

Este creciente e importante cambio en la composición y estructura de los bosques, asociado al uso agrícola del suelo y a los asentamientos humanos, tiene consecuen-cias sobre el mantenimiento de muchas especies vegeta-les. La presencia de altos valores de importancia relativa de los encinos parece ser determinante de la riqueza de varios grupos (gremios) de plantas vasculares (Fig. 2). Por el contrario, la riqueza de especies de hierbas anua-les y perennes, asociadas con frecuencia a condiciones abiertas por el disturbio humano, puede incrementarse en la medida en que se reduce el predominio de los enci-

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nos. Los grupos de especies más reducidos por el cambio inducido de composición del dosel de los bosques, desde doseles con predominio de encinos y doseles mixtos de pino-encino, hacia doseles dominados con pinos, inclu-yen a los bejucos y las lianas, los helechos y afines, los ar-bustos y los árboles del interior (Fig. 2). A estos hay que agregar las numerosas epífitas, cuya diversidad está es-casamente representada en los fragmentos donde se ha provocado una dominancia inducida de pinos (Córdova y del Castillo 2001, Wolf y Flamenco 2006).

COnSECuEnCIAS FunCIOnALES y PrOduCTIVAS dEL CAMbIO dE uSO dEL SuELO

En el interior de los pinares inducidos de Los Altos de Chiapas se han registrado oscilaciones más pronunciadas de la temperatura, niveles más bajos de humedad relativa y mayor compactación y menor fertilidad de los suelos que en los bosques colindantes con predominio de enci-nos (Romero-Nájera, 2000; Galindo-Jaimes et al., 2002, García-Barrios y González-Espinosa, 2004, Zavala et al. 2008). En Jalisco, se ha asociado una mayor inciden-cia e impacto de los incendios forestales con el grado de expansión de las poblaciones de pinos en sitios húme-dos, ocupados, hasta hace pocos decenios, por bosques mesófilos (Jardel Peláez 2008). No se ha evaluado en Chiapas la posibilidad de mayores impactos por incendios derivados de quemas agrícolas descuidadas en las am-plias extensiones donde se han inducido los pinares.

Es necesario apreciar que la expansión de las áreas agrícolas y ganaderas (Montes-Avelar 2001, Ochoa-Gaona et al. 2004), así como el establecimiento de plan-taciones forestales de unas pocas especies de coníferas o exóticas (Ramírez-Marcial et al. 2005, 2006), conlleva el empobrecimiento florístico de los paisajes agrarios, o al menos, el cambio de una proporción elevada de su flora original por plantas ruderales y arvenses que incluye mu-chas exóticas invasoras (González-Espinosa et al. 1997, Montes-Avelar 2001). Incluso la práctica de los sistemas agroforestales más amistosos hacia la diversidad florística local y la integridad del funcionamiento del ecosistema que actualmente se practican en la región, como el café con sombra de especies arbóreas nativas, que busca con-ciliar la conservación con el desarrollo económico (Soto-Pinto et al. 2000, Perfecto et al. 2005, Williams-Guillén et al. 2008), no alcanza a detener el empobrecimiento de la composición local y regional de los bosques (Perfecto y Vandermeer 2008). No puede dejar de reconocerse

que el uso del suelo para el desarrollo genera impactos (y ha de generar aún mayores influencias) sobre la base de recursos naturales. Ante esto, resulta relevante ponderar el grado de afectación potencial de la base de recursos que puede llegar a suponer el desarrollo y, de esta mane-ra, prevenir lo que sea posible y actuar con las prácticas de restauración o mitigación más adecuadas desde pers-pectivas ecológicas, financieras y del desarrollo, que no sólo otorguen efectividad técnica y eficiencia económica al proceso, sino también viabilidad y legitimidad social (Ramírez-Marcial et al. 2005, 2008, González-Espinosa et al. 2007, 2008a).

Es reciente el intento por relacionar los cambios cli-máticos registrados a escala local o de paisaje ocasiona-dos por los cambios en el uso del suelo, con patrones y procesos de alcance más amplio, como el cambio climá-tico regional o global (Foley et al. 2005, Feddema et al. 2005, Huston 2005, Miles y Kapos 2008). De la misma manera, es reciente, pero en aumento, el estudio de los impactos de estos cambios sobre las poblaciones de or-ganismos y sus atributos demográficos (Parmesan 2006, Jetz et al. 2007). Golicher et al. (2008) modelaron el cambio en composición de grupos de especies de árbo-les ante tres escenarios de cambio climático en un marco temporal de 45-50 años a partir del presente. Utilizaron 3105 registros georreferidos de colectas de herbario para derivar seis grupos de especies asociadas por el clima que les es común. Además, usaron un conjunto de datos independiente obtenido con 451 inventarios de árboles colectados en 71 localidades de Los Altos de Chiapas, con los cuales se obtuvieron mapas de la distribución po-tencial de los grupos de especies. Para evaluar los posi-bles cambios en la distribución potencial de los conjuntos de especies por cambio climático utilizaron una base de datos climáticos acumulada durante los últimos 50 años (véanse detalles en Golicher et al. 2006, 2008).

Las 125 especies de árboles incluidas en el estudio pudieron agruparse en seis grupos (CASP’s, climatically associated species pools en el artículo original) de es-pecies asociadas a condiciones climáticas definidas por dos gradientes fundamentales: humedad y temperatura. En particular, los grupos de especies correspondieron a climas 1) templado-húmedo, 2) fresco-húmedo, 3) cá-lido-húmedo, 4) templado-húmedo, 5) templado-seco y 6) cálido-seco (Cuadro 1). Ante las condiciones del primer escenario de cambio climático hasta el año 2050, se predicen reducciones moderadas a altas en la exten-sión de la distribución de los grupos de especies, excepto

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para los asociados a condiciones cálidas, en especial el grupo de especies de climas cálido-seco. Por el contrario, con el escenario 2, se puede predecir una alta o muy alta expansión del área de distribución para los tres grupos de especies de climas húmedos, ya sean frescos, cálidos o templados. Finalmente, bajo las condiciones del escena-rio 3 se predicen reducciones (en cuatro de cinco casos reducciones totales, o casi totales) de todos los grupos de especies respecto al presente; la única excepción la constituyen las especies de árboles de clima cálido-seco, que podrían llegar a ampliar, en un lapso de 45-50 años, su distribución a más de tres veces su extensión actual. Es interesante señalar que entre el grupo de especies aso-ciadas a clima cálido-seco se incluyen varias especies de pinos como dominantes del dosel; en climas húmedos se incluyen varias especies de encinos también en el dosel y muchas especies de árboles del interior. Al margen de considerar que estos estudios prospectivos acerca del grado y consecuencias de cambios climáticos regiona-

les durante varios decenios requieren aún de muchos refinamientos para llegar a predicciones más confiables, los resultados obtenidos son sugerentes. Las tendencias que se predicen son congruentes y complementarias para interpretar las implicaciones de los cambios en especies dominantes del dosel sobre el empobrecimiento florístico discutido anteriormente (Fig. 1), en particular, si se apre-cian los números de especies exclusivas o amenazadas dentro de cada grupo de especies (Cuadro 1).

En 1999 se evaluó la diversidad arbórea y el reclu-tamiento en tres pares de parcelas de 50 × 50 m cada una, cada par correspondiendo a un diferente tipo de bosque dentro de la misma región: 1) pinar o bosque “pinarizado”, con dominancia inducida de pinos en el dosel, 2) bosque mixto con dosel de pino-encino, y 3) bosque maduro con dosel con predominio de encinos. Después de seis años de exclusión de intervenciones humanas o de animales domésticos, se volvió a eva-luar el reclutamiento de pinos, encinos y especies de

Fig. 3. Influencia del tipo de bosque sobre la regeneración de grupos de especies. Se muestra el cambio entre 1999 y 2005 en el número de plántulas de especies de pino, encino y árboles del interior o latifoliadas. Se evaluaron pares de parcelas de 50 × 50 m cada una, cada par correspondiendo a un diferente tipo de bosque dentro de la misma región: (1) pinar o bosque “pinarizado”, con dominancia inducida de pinos en el dosel, (2) bosque mixto con dosel de pino-encino, y (3) bosque maduro con dosel con predominio de encinos

Reclutamiento en 1999

Reclutamiento en 2005

Número de individuos

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Cuadro 1. Cambios de los tipos de bosques asociados a posibles cambios climáticos en Los Altos de Chiapas. Se presentan, para seis grupos de especies que forman diferentes tipos de bosques, correspondientes a seis climas: NI = número de inventarios disponibles, NG = número de géneros, NTE = número total de especies de árboles, NEE = número de especies arbóreas exclusivas o únicas, NEA = número de especies arbóreas amenazadas, la extensión del área actual (km2) ocupada por el grupo de especies y la extensión del área previsible (km2) que ocuparía cada grupo en el año 2050 bajo tres diferentes escenarios de cambio climático. Entre paréntesis se indica la reducción (–) o expansión (+) como el porcentaje de cambio del área de distribución del grupo de especies. Los escenarios corresponden a incrementos o reducciones de las variables climáticas indicadas respecto a sus valores actuales. El escenario 1 corresponde sólo a un incremento de la temperatura media anual de 1° C; el escenario 2 a un incremento de la temperatura media anual de 1° C junto con un incremento en la precipitación de 20%; el escenario 3 corresponde a un incremento de la temperatura media anual de 1° C junto con una disminución de la precipitación de 20%. Ver detalles en Golicher et al. (2008)

Grupo Clima NI NG NTE NEE NEA Área actual (km2)

Área (km2, ∆%) escenario 1 (+1° C)

Área (km2, ∆%) escenario 2 (+1° C, +20%)

Área (km2, ∆%) escenario 3 (+1° C, –20%)

1 Templado-húmedo

54 46 74 5 19 97 30 (–69) 50 (–48) 0 (–100)

2 Fresco-húmedo

38 35 56 5 10 178 20 (–89) 390 (+119)

0 (–100)

3 Cálido-húmedo

89 40 67 6 18 1,234 1,610 (+30)

2,280 (+85)

750 (–39)

4 Templado-húmedo

69 48 79 15 17 1,822 1,070 (–41)

2,470 (+36)

60 (–97)

5 Templado-seco

173 41 67 10 13 1,498 840 (–44) 540 (–64) 200 (–87)

6 Cálido-seco

49 27 48 10 8 1,835 3,080 (+68)

930 (–49) 5,650 (+208)

árboles del interior o latifoliadas (Fig. 2; A. Camacho-Cruz, en prep.). Aunque preliminares, los resultados in-dican que el reclutamiento de las especies de pino sólo se mantuvo en el pinar inducido (de hecho ahí parece haberse incrementado), y que el desarrollo sucesional en los fragmentos de bosques mixtos y maduros ge-neró condiciones que han impedido el reclutamiento de pinos. Por el contrario, las especies de encinos y latifo-liadas han cesado su reclutamiento en los pinares e in-crementado sus poblaciones de plántulas y juveniles en los encinares maduros (en menor grado también en los bosques mixtos). Nuevamente, las tendencias sugeri-das por estas evaluaciones permiten entender mejor el proceso de empobrecimiento florístico y apuntan hacia algunos elementos de lo que podrían llegar convertirse en “buenas prácticas” de restauración de estos bosques (restauración pasiva).

PErSPECTIVAS dE LA rESTAurACIón dE LA rIquEzA FLOríSTICA

Ante estas tendencias y proyecciones del impacto de cambios de incidencia global o regional, se plantea la ne-cesidad de definir los elementos de una estrategia para la restauración de áreas deforestadas y el enriquecimiento florístico de los bosques remanentes. La recuperación del paisaje forestal a partir de un largo impacto por la agricul-tura puede requerir de acciones muy concretas que faci-liten la expansión de las poblaciones a través de planta-ciones y dispersión (Flinn y Vellend 2005). Los cambios que se han podido registrar en el microclima del interior de diferentes tipos de bosques (Romero-Nájera 2000, A. Camacho-Cruz y L. Galindo-Jaimes, BIOCORES, A.C., com. pers.) han sugerido la conveniencia de incluir un número de especies relativamente alto en las prácticas de

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restauración de los bosques en Los Altos de Chiapas, lo cual es, por otra parte, apenas mínimamente congruente con la restauración de la alta riqueza florística de la región (Ramírez-Marcial et al. 2003, 2005, 2008, González-Espinosa et al. 2007, 2008a).

Sin embargo, no es posible que en un plazo razonable se pueda manejar en la práctica de la restauración a la mayoría de los varios centenares de especies nativas de árboles de Los Altos de Chiapas. Ante esto, se ha recurri-do a la identificación de grupos de especies que parecen compartir más sus atributos funcionales que sus diferen-cias (Ramírez-Marcial et al. 2006, 2008). Dentro de es-tos grupos funcionales se han identificado especies sobre las cuales se ha concentrado el estudio experimental de sus respuestas a lo largo de gradientes de luz, tempera-tura y humedad, con el fin de ubicar mejor su incorpora-ción en el proceso de enriquecimiento de los bosques (A. Camacho-Cruz y L. Galindo-Jaimes, en prep.).

Los recursos forestales de Chiapas han sufrido una enorme reducción y degradación que requiere de accio-nes para restaurar sus atributos y evitar riesgos a largo plazo. Este abuso, sin embargo, aunque ha llevado a un número importante de especies a condiciones muy vulnerables para su persistencia, no ha provocado, toda-vía, la extinción total de algunas de ellas. Aún se puede decir que, al menos mediante la presencia de pequeñas poblaciones en algunas localidades, todavía está dispo-nible el conjunto total de especies conocidas de árboles de Los Altos de Chiapas (de hecho, las de todo Chiapas). Se puede partir de ahí para su restauración. El manejo de varias decenas de especies en plantaciones piloto de restauración lleva también el propósito de facilitar la in-corporación espontánea de biodiversidad a los bosques que se van formando por el desarrollo de la sucesión (Ramírez-Marcial et al. 1996, 2005). Ya se ha men-cionado que la biodiversidad representa recursos con valores muy amplios y variados, a veces apenas aprove-chados bajo autoconsumo y sin conocimiento pleno de su potencial. Ante tales ventajas de la riqueza florística deben contrastarse, para ubicar en su justa dimensión, las supuestas ventajas de sistemas de uso del suelo que insisten en el manejo de muy poca diversidad. Es posible que bajo ciertas circunstancias los sistemas muy simplifi-cados de uso de la tierra representen la posibilidad de un amplio margen de beneficio económico y social. No debe soslayarse, sin embargo, que al optar por su implantación hay costos ambientales presentes y en el futuro que no son considerados en la toma de decisiones para asegurar

un uso sustentable del territorio. Al menos para el caso de los terrenos de menor capacidad productiva, podría reclamarse su dedicación exclusiva a la restauración de la riqueza florística con plantaciones diversificadas de espe-cies nativas. Con base en la historia de la restauración de bosques en México (Cervantes et al. en prep.) y con las primeras deplorables experiencias de programas oficiales en curso de inmensa envergadura (por ej. PROÁRBOL) este reclamo sería un logro fundamental en nuestro tiem-po para entregar a la siguiente generación de propietarios de los bosques y a quienes toman las decisiones sobre su aprovechamiento y futuro.

AgrAdECIMIEnTOS

Investigación financiada por la Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad (CONABIO; F-019 y L-031), el Fondo Mexicano para la Conservación de la Naturaleza (A2-99), el Consejo de Ciencia y Tecnología del Estado de Chiapas (proyectos FOMIX-CHIS-2002-C01-4640 y FOMIX-CHIS-2005-C03-010), la Secretaría del Medio Ambiente, Recursos Naturales y el Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (SEMARNAT-CONACYT C01-2002-048), la Comisión de Comunidades Europeas a través de los proyectos BIOCORES (INCO Programme Framework 5, contrato No. ICA4-CT-2001-10095), FOREST (Conservation and Restoration of Native Forests in Latin America, Proyecto ALFA, contrato No. II-0411-FA-FCD-FI-FC, coordinado por la Universidad de Alcalá, España) y REFORLAN (INCO Programme Framework 6, FP6-2004-INCO-DEV-3 PROP No. 032132), así como la Secretaría de Educación Pública a través de subsidios anuales al CIES y ECOSUR desde 1987.

rEFErEnCIAS

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Hutton, D. Roe, B. Vira y W. Wolmer. 2004. Biodiversity conser-

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Recibido: 29 de septiembre de 2008 Acepatado: 15 de enero de 200954

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Cobertura vegetal y marginación en la costa mexicana

Georges Seingier,1 Ileana Espejel2 y José Luis Fermán Almada1

1 Facultad de Ciencias Marinas, Universidad Autónoma de

Baja California. Carr. Tijuana Ensenada km 103 Ensenada,

B.C. georges@uabc.mx.2 Facultad de Ciencias, Universidad Autónoma de Baja

California. Carr. Tijuana Ensenada km 103 Ensenada, B.C.

ileana@uabc.mx.

ResumenLa pérdida de cobertura vegetal y la marginación de la población son algunos de los indicadores para medir el desarrollo sustentable de una región. En este artícu-lo se agrupan los municipios costeros del país en las cinco regiones florísticas de ambientes no inundables, se compara la proporción de vegetación natural con respecto a la transformada (inventarios forestales de INEGI 1970 y 2000) y se relaciona con los índices de marginación municipal y de localidades. Se seleccionó una porción costera de los municipios para comparar los ambientes más costeros con el municipio completo y se seleccionó la vegetación de dunas como un ejem-plo de la pérdida de un tipo de vegetación costera par-ticular. En 24 años se perdió el 9.3 % de la vegetación natural en los municipios costeros, el 7.1% de la mis-ma en una franja costera de 2 km de ancho y el 14% de dunas costeras del país. El Golfo de México y el Pacífico son las regiones que perdieron más vegetación natural y son también las regiones que tienen los índi-ces más altos de marginación de la costa mexicana. El Caribe perdió más vegetación de dunas. De estas dos regiones es posible obtener lecciones para no repetir el tipo de desarrollo costero que pierde naturalidad y no mejora las condiciones sociales de sus habitantes.

AbstractNatural vegetation loss and population marginality (poverty) are some of the indicators used to measu-re a region’s sustainable development. In this paper, Mexico’s coastal municipalities are grouped in five floristic coastal regions in which natural vegetation proportion is differentiated from transformed coverage (national forestry inventories of 1970 and 2000) and is compared to local marginality indices. The analysis was undertaken for a coastal fringe, to enable a com-parison between the whole five regions and their more coastal environment, and coastal dune vegetation was selected as an example of a particular coastal vegeta-tion type loss. In 24 years, 9.3% of the natural vegeta-tion was lost in the coastal municipalities, 7.1% in the two kilometers coastal fringe, and 14% of the coastal dunes also disappeared. Gulf of Mexico and Pacific are the regions that lost more natural vegetation, and are also the Mexican coastal regions where higher levels of marginality are to be found. From these two regions, it is possible to learn lessons in the hope of not repeating in other regions the coastal development model that looses naturalness but does not better the social condi-tion of it population.

Palabras claveVegetación costera, dunas costeras, transformación

costera, marginalidad costera, desarrollo sustentable.

KeywordsCoastal vegetation, coastal dunes, coastal transforma-tion, coastal marginality, sustainable development.

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Cobertura vegetal y marginación en las costas mexicanas 55

InTrOduCCIón

Los cambios de cobertura vegetal y uso del suelo son analizados como parte de los estudios relacionados con la deforestación, para pronosticar erosión de los suelos, estimar reservas de recursos hidrológicos, forestales, pér-dida de hábitat y hasta cambio climático. La pérdida de cobertura vegetal natural tiene implicaciones con la vul-nerabilidad a desastres. En la zona costera, la vulnerabili-dad aumenta cuando un sitio es naturalmente peligroso y se modifica para instalar infraestructura urbana poniendo en riesgo a la población que lo habita.

Se reconoce que el desarrollo de la zona costera nece-sariamente implica la trasformación de la cobertura natu-ral, sin embargo, tiene diferente costo perder un tipo de vegetación que otro porque, además de la pérdida de bio-diversidad asociada, en algunos casos, perder vegetación pone en mayor riesgo a los habitantes de la costa. Por ejemplo, aumenta el riesgo de inundaciones, disminuyen los mantos acuíferos, se erosionan las playas, etc.

La zona costera es un modelo representativo de una situación donde el aumento del riesgo va a la par del de-sarrollo urbano con la remoción de la cobertura vegetal. Un ecosistema clave de la zona costera es el de dunas, caracterizado por un conjunto de especies fijadoras de arena que permiten la formación de una estructura sólida pero blanda que contrarresta los embates del viento y de las inundaciones. El problema de la remoción de dunas resulta en la desaparición del servicio ambiental de pro-tección de la costa.

Los esfuerzos de análisis de cambios de uso de suelo y vegetación a escala nacional son diversos, pero coinciden en que uno de los problemas para el análisis es la compa-tibilidad entre las categorías del uso de suelo y cubierta natural utilizadas en los diferentes estudios (Mas et al., 2002) y radica en enfrentarse a bases de datos donde la vegetación está clasificada de diferentes maneras. Los es-fuerzos nacionales más importantes, encabezados por el Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática (INEGI) corresponden a la cartografía de uso de suelo y vegetación a nivel nacional y a mesoescala: la cartografía “Serie I” y “Serie II” y a los inventarios nacionales fores-tales 1994 y 2000 (SEMARNATa, 1968, SEMARNATb, 1993, SEMARNATc, 1994 y SEMARNATd, 2000). Sus enfoques tienden a diferenciar, a manera de inventario, los tipos de vegetación presentes en el territorio nacional. En el primer inventario (Serie I), tiene una fecha prome-dio de 1976 (Mas et al., 2002), la Serie II es de 1994

y considera 29 tipos de vegetación derivados de la FAO (Velásquez, 2002) y el Inventario Nacional Forestal 2000 considera 75 tipos de vegetación (Palacio et al. 2000).

Al emplear los modelos de evaluación de desarrollo sustentable en la zona costera, la cobertura vegetal ha sido utilizada como un indicador importante para estimar el grado de transformación de una región (López, et al., 2001, Espejel, et al., 2004a, entre muchos otros). Por un lado, es indicador del estado del ambiente, es decir, se refiere al porcentaje de cobertura natural comparada con la superficie de vegetación alterada y por otro lado, si es posible diferenciar el tipo y calidad de la vegetación (de matorral, de manglar, etc.), la proporción de vegeta-ción secundaria, se utiliza como un indicador de presión. Asimismo, para medir el desarrollo sustentable con indi-cadores de presión y estado integradamente, se suman los datos de cambio de uso de suelo con datos de infra-estructura, como son proporción de carreteras, número y tamaño de poblados y de parcelas agrícolas y acuícolas, etc.1

Cuando hay referencias de vegetación y de pobla-ción multitemporales disponibles, los datos similares son comparables en el tiempo y entonces es posible integrar ambos al análisis del cambio de uso de suelo, elemento muy valioso en el estudio de la calidad del medio am-biente y de vida de la población. Resaltan dos aspectos importantes: el tipo de cambio, es decir, de qué tipo a qué otro tipo de cobertura vegetal o uso cambió, y la rapidez de cambio, asimismo la cantidad de cobertura que cam-bió en cierto tiempo. Además, la dinámica cambia de un lugar a otro y se pueden medir atributos del paisaje como el aumento de las perforaciones y la fragmentación, pa-rámetros de suma importancia para la conservación de la naturaleza.

LOS MunICIPIOS COSTErOS y Su PObLACIón

México cuenta con 2451 municipios que integran las 32 entidades federativas de la República Mexicana (INEGI, 2005) de los cuales el 6.6% de los municipios tienen frente de mar o están colindantes a un cuerpo de agua costero. En el presente estudio se analiza el conjunto de los 169 municipios costeros identificados por nosotros en los 17 estados costeros de la República. Los 150

1 Consultar ordenamientos ecológicos del país en www.semar-

nat.gob.mx.

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municipios con frente de mar y los 19 municipios co-lindantes a una laguna, canal o río con influencia mari-na directa, representan una superficie total de 416,465 km2, que corresponde al 21% de la superficie total del país. El censo de población de 2000 reflejó que enton-ces había 97.5 millones de habitantes en el país, de los cuales 15,581,347, 16% de la población total mexicana vivían en 39,364 localidades de los municipios costeros (CONAPO, 2000).

Gutiérrez de MacGregor y González Sánchez (1999) analizan el crecimiento urbano registrado en las costas mexicanas en el periodo 1900-1995, en el cual los mo-vimientos migratorios internos juegan un papel destacado en la distribución espacial de la población urbana actual. La rapidez de crecimiento de la población urbana en las costas ha sido mayor que la total urbana del país, lo que indica la atracción que han sentido los migrantes por las costas. Aunque no todas las 27 ciudades muy grandes y grandes (según estos autores, son de 500 mil a menos de un millón y 100 mil a menos 500 mil habitantes, respecti-vamente) que estos autores mencionan están en la costa con frente de mar,2 en efecto, ejercen una presión sobre el territorio costero al aumentar la demanda por casas de ve-raneo, áreas de recreación en playas o, si son industriales o fronterizas, los puertos juegan un papel importante en el crecimiento poblacional. Quizás, para relacionar el impac-to del crecimiento urbano sobre la vegetación costera, sea mejor mencionar el crecimiento urbano de las ciudades pequeñas y muy pequeñas (15 mil a menos de 50 mil y 10 mil a menos de 15 mil habitantes, respectivamente) que es extraordinario: según estos autores, en 1900 se registraron tan sólo nueve localidades de ambos tipos con una población total de 166,915 habitantes y en 1995 ya había 134 ciudades pequeñas y muy pequeñas donde ha-bitaban 2,583,782 habitantes. Entre 1970 y 1995 más o menos se duplicó tanto la población como el número de ciudades muy pequeñas y pequeñas según los datos del INEGI que utilizan estos autores.

2 Estrictamente con frente de mar están: Acapulco, Tampico,

Coatzacoalcos, Veracruz, Mazatlán, Ensenada, Guaymas, La

Paz, Puerto Vallarta, San Luis Rio Colorado, Cancún, Poza

Rica, Campeche, Chetumal y Ciudad del Carmen. Las siguien-

tes están cerca del mar o sólo una colonia o sección frente

de mar: Tijuana, Culiacán, Mexicali, Mérida, Ciudad Obregón,

Los Mochis, Tapachula, Matamoros, Reynosa, Villahermosa,

Nuevo Laredo y Ciudad Valles.

Cobra importancia trabajar la zona costera porque sus pobladores serán afectados por eventos de cambio climá-tico, tanto por el elevamiento del nivel del mar como por el cambio en el aporte sedimentario de la zona terrestre (que es uno de los principales aportes de material para la formación de playas y dunas), además de los impactos que se viven por los cambios en la intensidad de eventos meteorológicos extraordinarios en ciudades que se cons-truyen sobre las dunas o en los arroyos que desembocan al mar (UNFCCC, 2008).

El desarrollo de las costas podría justificar la dismi-nución de la cobertura natural si aumentaran los benefi-cios sociales de la población, que pueden ser medidos a través de dimensiones e indicadores de rezago en: edu-cación, salud, vivienda, ingresos monetarios, distribución de población y/o género. En México, se han utilizados métodos de cuantificación socio espacial como el índice de marginación o el índice de desarrollo humano, a dife-rentes niveles de localidad o de municipio para diferente fechas (Sánchez Almanza, 2000).

La hipótesis de este trabajo es que la pérdida de vege-tación costera en aras del desarrollo no ha disminuido la marginación de la población que habita las costas mexi-canas. Para probar esto, se documentó la pérdida de co-bertura de vegetación natural en los municipios costeros, en una franja de 2 km de esos municipios y se cuantificó la pérdida de un tipo de la vegetación importante en la protección costera: las dunas costeras. Los resultados de la pérdida de cobertura natural y de vegetación de dunas se relacionaron con la marginación de los municipios y las localidades costeras, agrupándolos en cinco regio-nes florísticas que coinciden con los principales mares mexicanos.

METOdOLOgíA

Los municipios identificados con frente de mar o cuerpo de agua costera se agruparon según las regiones florísti-cas de ambientes no inundables según Moreno Casasola et al., 1994.

Para contabilizar la superficie de vegetación costera en los municipios costeros se consultaron las bases de datos oficiales de los censos y los inventarios forestales nacionales:

1. Serie 1 de INEGI (datos de 1970) producidos por el Instituto de Geografía de la UNAM y SEMARNAT, INEGI e IGg(UNAM)a.

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2. Inventario Nacional Forestal 2000 elaborado por la SEMARNAT (datos de 1999 y 2000) publicado en 2002.

Los datos de población fueron obtenidos de los cen-sos de INEGI (1970 y 2000) y el de marginación por localidad de CONAPO (2000). El análisis se hizo a tres niveles:

A. Como una primera aproximación, se utilizó la super-ficie de las 169 entidades municipales costeras iden-tificadas por nosotros para relacionar el cambio de uso natural y transformado con el crecimiento de la población entre el periodo de 1970 a 2000 y con el promedio de la marginación del conjunto de los mu-nicipios de cada región (Fig. 1).

B. Posteriormente, se trabajó con la porción más costera de los municipios para lo cual se trazó una franja de 2 km de la línea de costa hacia tierra adentro y en esta superficie se hicieron los cálculos para relacionar con los datos de las localidades (recuadro de la Fig.

2) y con el promedio de la marginación de todas las localidades que aparecen en cada región.

C. Para definir la vegetación de dunas costeras se revisa-ron cada uno de los polígonos de ambos inventarios y se reclasificaron los categorizados como dunas cos-teras, sin vegetación aparente, pastizales, palmares y otros, corrigiendo su superficie o su etiqueta. Una de las correcciones más comunes que se realizaron fue la delimitación, ya que la del inventario 2000 es más fina (con más sinuosidades) que la de 1976 y a la resolución de los mapas, cada sinuosidad puede sumar varios kilómetros cuadrados. La cobertura de dunas se relacionó con el número de localidades que las perforan o fragmentan (Fig. 5).

Los tipos de vegetación se agruparon en dos gran-des categorías: 1) natural que considera todos los tipos presentes, incluida la no costera, incorporándose tam-bién las áreas sin vegetación aparente, ya que, aunque pueden ser terrenos de cultivo abandonados, salitrales, humedales y vegetación de dunas y playas y 2) trans-

Figura 1. Municipios costeros de México agrupados por zonas. En las gráficas se muestra la proporción de vegetación natural y transformada en relación con la superficie total por zona

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LAS rEgIOnES COSTErAS dE MéxICO

La región 1, o Pacífico Norte, cubre casi la cuarta par-te del litoral nacional y básicamente corresponde al litoral noroeste de la península de Baja California, es la segunda región más grande en parte por la curvilínea que marcan Bahía Vizcaíno y Magdalena. Tiene una proporción pe-queña de suelo transformado, sólo 5596 km2 de los casi 100,000 km2 de toda la región. Por su aridez tiene una densidad poblacional muy baja (17.9 hab/km2) pero un crecimiento poblacional extraordinario (233%) aunque con una escasa superficie con uso de suelo transformado que se concentra al norte de la región, en especial, en el municipio de Tijuana, Rosarito y el centro de pobla-ción de Ensenada. El polo de desarrollo de Los Cabos, al sur de la región, se consideró dentro de la región 2, pero será importante en el futuro porque este desarrollo urba-no turístico se está expandiendo tanto hacia el Golfo de California, hacia La Paz como hacia Todos Santos en el Pacífico, sin embargo, para el censo del año 2000 el cre-cimiento urbano todavía no aparece como un importante transformador del área municipal.

La región 2, alrededor del Golfo de California es la más grande, ocupa un poco más de la tercera parte de la superficie municipal costera nacional. Casi una cuarta parte de la región está transformada, aunque su densidad poblacional es muy baja (35 hab/km2). Es una región heterogénea en términos de pobla-ción ya que está más poblada en su porción conti-nental que en la peninsular. La ciudad más grande es Mexicali, en Baja California, la cual no tiene frente de mar, de ahí que sus principales actividades económi-cas no dependan de esta condición espacial. En gene-ral son otras ciudades (como San Luis Río Colorado, Guaymas, Ciudad Obregón, Los Mochis, La Paz, Cabo San Lucas) las que tienen orientación costera, básica-mente por las actividades de pesca, acuacultura y tu-rismo. El incremento poblacional de la región es muy alto en los últimos años (87%) y ha causado que 21% de territorio haya tenido un cambio de uso de suelo, el cual casi se concentra, hasta el año 2000, en las costas de la porción continental y en la punta de la península, especialmente en la zona de Los Cabos. En esta región florística se incluye Puerto Vallarta, porque Nayarit y el norte de Jalisco son una zona de

transición entre ambientes áridos y tropicales húme-dos. Sin embargo, económicamente, Esta población debería considerarse en la región 3.

La Región 3, o Pacífico Sur, comprende la tercera parte y mayor proporción de municipios costeros del país (33%) y aproximadamente la mitad de la super-ficie municipal está transformada (48%). Después de la región del Pacífico Norte, ésta presenta el mayor porcentaje de crecimiento (133%) en 30 años y que ha sido explicado extensamente por el uso turístico de la conocida Riviera Mexicana (Sánchez Crispín y Propin Frijomil, 1999; Padilla y Sotelo, 2001 y Juárez Gutiérrez y Sánchez Suarez, 2003) donde Acapulco, la ciudad más grande (Bringas, 1999) juega un pa-pel importante, así como otras ciudades (Mazatlán y Tapachula) que han aumentado casi 50% la superfi-cie con uso de suelo transformado.

La Región 4, o Golfo de México, ocupa el tercer lugar en tamaño, en parte porque su costa es muy sinuosa y es, de todas las regiones, la que tiene más proporción de suelo trasformado, más de la mitad (59%). Junto con la región costera del Pacífico Sur tienen casi el 60% de los municipios costeros del país porque también tienen las mayores densi-dades poblacionales de la costa. Esto se debe bá-sicamente a su historia representada en la ciudad más grande: Veracruz, y a la presencia de varias ciudades-puertos industriales como Tampico, Poza Rica y Coatzacoalcos. En los 30 años que cubre el periodo analizado, los municipios costeros del Golfo de México han crecido 67% y su superficie transfor-mada aumentó casi 40%, siendo la región con más proporción de territorio transformado del país.

La Región 5, o Península de Yucatán, ocupa la menor superficie de México (12.8%), tiene una por-ción natural considerable y una de las densidades po-blacionales más bajas, pero básicamente concentrada en la ciudad más grande, Cancún, cuyo municipio tie-ne la tasa de crecimiento más alta del país (CONAPO, 2000). Por esta razón muestra el porcentaje de cam-bio más alto de superficie transformada (172%), aunque su población superó la duplicación, como re-gión no es la de mayor crecimiento en 30 años.

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Figura 2. Franja de dos kilómetros de los municipios costeros agrupados por las regiones florísticas de ambientes no inundables de México. En las gráficas se muestra la proporción de vegetación natural y transformada en relación con la superficie total de la franja de cada región en dos años: 1976 y 2000

formado, el cual incorpora el uso agropecuario, los asen-tamientos humanos y los palmares (a excepción de algu-nos matorrales de dunas, especialmente en la península de Yucatán que son palmares de especies no cultivadas de los géneros Thrinax, Coccothrinax y Pseudophoenix, entre otras menos abundantes). La vegetación de du-nas está conformada básicamente por matorrales sobre dunas costeras, no se consideraron matorrales xerófitos ni desérticos porque éstos pueden extenderse varios ki-lómetros tierra adentro y no son exactamente costeros, tampoco considera selvas bajas, que en algunas ocasio-nes se encuentran posteriores a las playas como sucede con los manglares y otros humedales.

LAS rEgIOnES COSTErAS, AnáLISIS MunICIPAL

La idea de agrupar los 169 municipios costeros en las cinco regiones florísticas definidas para la vegetación de ambientes no inundables (Moreno Casasola et al. 1998) es porque estas regiones son consistentes con los siste-mas y subsistemas de la regionalización de los mares de México (Espejel y Bermúdez 2009) inmersa en la lógica

propuesta por el Instituto Nacional de Ecología (INE) (Córdova et al., 2006 y 2009) para el ordenamiento marino y costero del país. Asimismo, será útil para dar seguimiento a la aplicación de la recién estrenada política de mares y costas (Diario Oficial de la Federación 2008) de manera coincidente con los ordenamientos marinos y costeros del país. En la Fig. 1 se muestran las regiones florísticas y la agrupación de municipios costeros que las componen (en la Tabla 1 y el recuadro se proporcionan las cifras que los describen).

En total en el país, se encontró que la vegetación na-tural de los 169 municipios costeros en 24 años dismi-nuyó 31,656 km2 (Tabla 2) lo que corresponde al 9.3% de la vegetación natural que había en 1976 (Fig. 1).

En este mismo periodo, los municipios costeros del Golfo de México y del Pacífico Sur fueron los que más per-dieron vegetación natural (28.4 y 18.2%, respectivamente, Tabla 2) y en ambos conjuntos de municipios costeros, casi se duplicó el porcentaje de suelo transformado (48 y 46%, respectivamente).

Es interesante observar las diferencias entre la pér-dida de vegetación natural de la superficie municipal

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Tabla 1. Caracterización de las regiones florísticas de ambientes no inundables de México. *Los municipios de la península de Baja California tienen costa en dos regiones, los porcentajes del análisis en el texto se hacen con los 169 municipios costeros

Municipio Franja

Región Tipología Número de mu-nicipios por región

Superficie total (km2) de cada región

Población 2000 en los munici-pios de las regiones

Densidad poblacio-nal (habi-tantes en el 2000 por km2)

Superficie total (km2) de cada región

Población 2000 en la franja de 2 km

Densidad poblacio-nal (habi-tantes en el 2000 por km2)

Nombre de la loca-lidad más grande de la región (2000)*

1 Pacifico Norte

8 97,503 1,746,770 189 5,067 311,137 61 Tijuana*

2 Golfo de California

40 152,756 5,396,577 35 9,227 1,070,297 116 Mexicali**

3 Pacifico Sur 56 46,845 2,916,674 62 4,491 1,162,550 259 Acapulco

4 Golfo de México

47 66,155 4,195,940 63 5,857 1,369,102 234 Veracruz

Total 175* 416,464 15,568,228 38 27,419 4,867,277 178

* Aunque no esté en la franja de 2 km.** Los municipios de la península de Baja California tienen costa en dos regiones, los porcentajes del análisis en el texto se hacen con los 169 municipios costeros.

Tabla 2. Comparación del cambio poblacional (1970/2000) y cambio de uso de suelo (1976/2000) en los municipios costeros de las regiones florísticas costeras.

Región Población total por región Crecimiento poblacional *

Suelo transformado por región (km2) ransformado**

Crecimiento del suelo transformado*

1970 2000 1976 2000

1 524,762 1,746,770 233 % 3,836 5,596 46 %

2 2,887,601 5,396,577 87 % 27,842 33,573 21 %

3 1,252,388 2,916,674 133 % 12,847 19,061 48 %

4 2,513,284 4,195,940 67 % 27,924 38,795 39 %

5 803,525 1,312,267 63 % 4,119 11,198 172 %

Total 7,981,560 15,568,228 95 % 76,568 108,224 41 %

* Porcentaje con respecto al número de habitantes en 1970. ** Porcentaje con respecto al área transformada en 1976.

de las cinco regiones (Fig. 1). El Golfo de México, el Pacífico Sur y el Caribe, regiones 4, 3 y 5, aumentaron su superficie transformada en 14, 17 y 13%, respecti-vamente; mientras que las regiones 1 y 2 sólo obser-varon un 3 y 4%, respectivamente. Sin embargo, el Golfo de California y el Caribe aumentaron su superficie transformada a 22 y 21%, respectivamente después de 1976, mientras que el Pacífico Norte sólo creció 6%. El

Golfo de México creció por el apoyo a la urbanización con puertos e industria (Beltrán et al., 2005) y es hasta más recientemente que el suelo se está transforman-do por el uso urbano turístico de gran escala (Martínez et al., 2006). El crecimiento de uso de suelo transfor-mado del Pacífico Sur puede atribuirse básicamente al desarrollo turístico de la Riviera mexicana, dejando a la región como la segunda con más superficie perdida de

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Figura 3. Ejemplo de pérdida de vegetación de dunas costeras por desarrollos turísticos en Cancún, Quintana Roo (zona 5). Una de las causas principales para que los efectos de huracanes sean ahora más desastrosos

Tabla 3. Porcentaje de vegetación natural que se perdió en los municipios costeros y en la franja costera de 2 km entre 1976 y 2000 de México

Regiones Superficie municipal Superficie de la franja de 2 km

Cobertura na-tural en 1976 (km2)

Cobertura natural e en 2000 (km2)

% de pérdida de cobertura natural

Cobertura na-tural en1976 (km2)

Cobertura na-tural en 2000 (km2)

% de pérdida de cobertura natural

1 93,668 91,907 1.9 4,796 4,679 2.4

2 124,914 119,183 4.6 8,634 8,234 4.6

3 33,999 27,784 18.3 3,129 2,699 13.7

4 38,230 27,360 28.4 4,007 3,399 15.2

5 49,086 42,007 14.4 2,692 2,598 3.5

339,897 308,241 9.3 23,257 21,609 7.1

vegetación natural (Tabla 2). Las diferencias entre el crecimiento de suelo transformado en las regiones 2 y 5 se explican porque antes de 1976 la porción continen-tal del Golfo de California, había crecido por la agricul-tura de riego, pero al salinizarse los suelos, los cultivos se abandonaron (Moreno, 2006) y en el Caribe, todo depende de Cancún, que en 1976 apenas se estaba construyendo y empezando a poblarse.

La franja costera

En la franja de 2 km (Fig. 2 y Tabla 3) se encontró que la vegetación natural en 24 años disminuyó 1649 km2

que corresponde al 7.1% de la vegetación natural que había en 1976.

El Pacífico Norte, el Caribe y el Golfo de California son las regiones con más vegetación natural del país hasta el 2000 y son también, hasta ese año, las regio-

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nes con menor aumento de suelo transformado. Esto es en parte por la aridez de las regiones 1 y 2 donde no se habían desarrollado proyectos turísticos ni industriales costeros y en el Caribe, porque se había concentrado el desarrollo en la sección norte. Es de esperarse que con los nuevos proyectos de desarrollo turístico aumente la proporción de suelo transformado y por ende la pérdida de vegetación natural de las regiones, especialmente en el Pacífico Norte, en la zona sur como expansión de Los Cabos y en el norte con el nuevo puerto y ciudad de Colonet; en el Golfo de California, con la expansión de Los Cabos hacia La Paz, los proyectos de Loreto y Puerto Peñasco, entre otros; en el Caribe el crecimiento de la actividad turística en la Riviera Maya y las zonas turísticas habitacionales proyectadas para Campeche y Yucatán3.

Las regiones que perdieron más superficie natural en la franja costera fueron el Golfo de México y el Pacífico Sur. En el primero por el uso ganadero e industrial/ur-bano, en el segundo por el uso turístico/urbano y agrí-cola. Es interesante notar que estas dos regiones ya te-nían más proporción de suelo transformado en 1976 y continuaron transformándose en los siguientes 24 años, de hecho ambas crecieron 10% entre 1976 y 2000, mientras que las otras regiones crecieron en mucha me-nor proporción, el Pacífico Norte y el Caribe en 3% y el

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noticias/18997/mexico-nuevos-proyectos-turisticos-en-

yucatan-impulsaran-ruta-del-mundo-maya, 24 de septiem-

bre de 2008.

Golfo de California 6%, escenarios que están cambiando actualmente.

Si se comparan las dos figuras (Fig. 1 y Fig. 2), se ob-serva que la franja costera está menos transformada que el municipio en su totalidad para las regiones del Golfo de California, Golfo de México y el Caribe. En el Pacífico Norte, la proporción de vegetación natural es ligeramen-te más alta en la franja porque la mayoría del desarrollo urbano y agrícola se da en la costa. En el Pacífico Sur, tan-to la franja como el municipio están muy transformados (alrededor de 40% de sus superficies) pero se han trans-formado tanto el interior del municipio como la costa de manera más homogénea.

La vegetación de dunas

Con respecto a la vegetación de dunas costeras, se per-dió el 14% de éstos. En la Tabla 4 se observa que la re-gión que perdió más dunas es el Caribe (ejemplo en Fig. 3) seguido del Golfo de México y Pacífico Sur. Ahora bien, ¿qué significa que se pierdan estos porcentajes de vegetación de dunas?

La riqueza florística de las regiones costeras de México consta, en promedio de 448 especies (de 427 a 566 es-pecies) (Tabla 4), con excepción del Golfo de California que es la región florísticamente más pobre (235), porque básicamente los matorrales desérticos que llegan al mar no se consideran estrictamente una vegetación costera y sólo están flanqueados por una estrecha playa con dunas em-brionarias florísticamente muy pobres. Lo mismo sucede con los ambientes arenosos del Pacífico Norte, pero la pre-

Tabla 4. Pérdida de cobertura de vegetación de dunas en la franja de 2 kilómetros. Número de especies tomado de Moreno-Casasola et al. (1998)

Región Superficie de la fran-ja (km2)

km2 de dunas 1976

km2 de dunas 2000

Perdida de ve-getación de dunas (%)

Proporción de la franja de cada región con DUNAS en 1976 (% de la franja)

Proporción de la franja de cada región con DUNAS en 2000 (% de la franja)

Número de polí-gonos de dunas en la franja en 1976

Número de polí-gonos de dunas en la franja EN 2000

Pérdida o fragmen-tación

Riqueza florística. (Número de especies)

1 5,067 546 521 4.6 10.8 10.3 61 43 18 566

2 9,227 394 338 14.2 4.3 3.7 68 37 31 235

3 4,491 307 249 18.9 6.8 5.5 60 43 17 555

4 5,857 426 349 18.1 7.3 6.0 52 38 14 427

5 2,777 155 111 28.4 5.6 4.0 22 25 -3 456

Total 27,419 1,828 1,569 14.2 6.7 5.7 263 186 77 1638

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sencia de un matorral sobre suelos rocosos al norte de Baja California, colindante con las costas de California, EE.UU., aumenta considerablemente la diversidad florística de las costas de esta región. Los focos de mayor endemismo florístico se dan en los extremos, al norte de la región 1 en la costa con clima tipo mediterráneo entre Tijuana y El Rosario y al sur de la región 2, en su porción peninsu-lar, en la zona de Los Cabos (Riemann y Ezcurra 2005 y 2007). En cuanto a la vegetación de dunas sobre suelos arenosos (Tabla 4) se observa que el Golfo de México es la que más cobertura de dunas pierde: 77 km2 que equivale a casi 30% del total de cobertura de dunas perdidas, seguida del Pacífico Sur donde se perdieron 58 km2 de vegetación de dunas costeras (22%). La razón de pérdida de dunas en ambas costas es básicamente el uso agropecuario (la ganadería en Veracruz y los plantaciones de cocos en el Pacífico) así como la urbanización para el turismo de sol y playa en la región 3 (Bringas 1999; Sánchez-Crispín y Propin Frejomil 1999). El Golfo de California perdió 9.6 % de los sistemas arenosos en 24 años y fue básicamente por la acuacultura en Sonora y el crecimiento de la zona turística de Los Cabos. En la península de Yucatán se per-dieron 43 km2 (16.6%) de dunas por el cultivo de cocota-les, las salineras y la expansión de los poblados costeros de Yucatán pero especialmente por el crecimiento de nuevas ciudades turísticas como Cancún. El Pacífico Norte es don-de se pierden menos dunas (9.6%) ya que principalmente es al noroeste de Baja California, en la barra arenosa de Punta Banda, Ensenada y en El Médano de Primo Tapia, en Rosarito, donde han sido seriamente abatidas para cons-trucción de casas habitación y pistas de vehículos de todo terreno, respectivamente.

Los trabajos de ecología de dunas costeras del Golfo de México y Península de Yucatán, Moreno-Casasola y Espejel (1986) y los de Espejel et al. (2004), en el Pacífico Norte y Golfo de California han utilizado mues-treos que en promedio significan cerca de 100 m2 y, en general, para definir cada comunidad se toman al menos 10 muestreos, es decir, 1 km2. En un cálculo aproxima-do, podría considerarse que el número de especies que se estaría perdiendo por cada km2 sería el promedio de la riqueza de especies de cada comunidad definida. Para las regiones 4 y 5 se reportan comunidades de entre 20-29 especies en las zonas de dunas embrionarias y crestas de dunas, de 47-63 especies en los matorrales más den-sos y 31-38 especies en las hondonadas húmedas. En el Pacífico Norte y norte del Golfo de California, se repor-tan comunidades de 21 especies en las franjas arenosas

angostas cerca de estuarios salobres, 32 especies en las barras arenosas y 85 especies en las comunidades de matorrales de sistemas de dunas más complejos. Por lo tanto, hipotéticamente ese número de especies se per-derían cuando se destruye 1 km2 de dunas para construir hoteles y fraccionamientos urbanos con frente de mar.

LA MArgInACIón dE LA PObLACIón COSTErA

La mayor marginación promedio de los municipios cos-teros agrupados en las cinco regiones muestra que el Pacifico Sur y Golfo de México son las regiones más marginadas. Es decir, son agrupaciones municipales con muchas poblaciones pequeñas (véanse primeras tres co-lumnas de Tabla 5), poco urbanizados (sin drenaje, agua entubada, electricidad, etc.) y con una población con un nivel de educación e ingreso bajos, entre otras cosas que mide el índice.

La transformación de la vegetación natural básica-mente ha sido por el uso urbano y turístico (dado por la categoría asentamientos humanos) y el agropecuario ya que aumentaron considerablemente (en 500 y 400%, respectivamente) coincidiendo con los resultados de Gutiérrez de Macgregor y González Sánchez (1999) para las ciudades en las planicies costeras. Para el caso de interés de este artículo, sin embargo, se piensa que son los poblados y rancherías los que más afectan a las dunas por la interrupción de los procesos costeros. Por eso se utilizó un elemento de análisis de la ecología del paisa-je que se refiere a la perforación del paisaje (Forman, 1995), por lo que se contabilizaron todas las localidades, aunque fueran de un habitante, o de una o dos viviendas, en la franja de 2 km de la costa municipal (Tabla 5). Se encontraron 3532 localidades, siendo la mayoría me-nores a 100 mil habitantes (2855). La costa del Golfo de México (Tamaulipas, Veracruz y Tabasco) tienen la tercera parte de las localidades menores a 1000 habitan-tes en esta franja de 2 km pero también es la de mayor tamaño (50,565 km2) y la que tiene mayor número de municipios (44), le sigue el Pacífico Sur que contiene el 15% de dichas localidades en 35 municipios y es donde se localiza la única ciudad con frente de mar muy grande (Acapulco), con más de 500,000 habitantes. Cabe mencionar que de las ocho ciudades muy grandes y grandes en la planicie costera analizadas por Gutiérrez y MacGregor y González Sánchez (1999) sólo cinco (Acapulco, Veracruz, Coatzacoalcos , Tampico y Tijuana tienen frente de mar.

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Tabla 5. Número de localidades según su tamaño agrupadas por regiones florísticas de ambientes no inundables de México

Regiones <100 hab.

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de 1000 a 5000

de 5000 a 10,000

de 10,000 a 15,000

de 15,000 a 50,000

de 50,000 a 100,000

de 100,000 a 500,000

> a 500,000

1 328 31 7 1: El Sauzal (B.C.)

0 1: Playas de Rosarito (B.C.)

0 1: Ensenada (B.C.)

0 369

2 605 80 38 5: Bucerias (Nay.), San Blas (Nay.), La Peñita de Jaltemba (Nayarit), Topolobampo (Sinaloa), La Reforma (Sin.)

3: San Felipe (B.C.), Santa Rosalía (B.C.S.), Loreto (B.C.S.)

4: Empalme (Son.), Puerto Peñasco (Son.), Cabo San Lucas (B.C.S.), San Jose del Cabo (B.C.S.).

1: Guaymas (Son.)

3: Mazatlán (Sin.), La Paz (B.C.S.), Puerto Vallarta (Jal.)

0 739

3 600 190 32 6: Puerto Madero (Chi.), Brisas de Zicatela (Oaxaca), San Patricio (Jal.), Paredón (Chiapas), San Jose Ixtapa (Guer.), San Mateo del Mar (Oaxaca)

1: Crucecita (Oax.)

2: Las Guacamayas (Mich.), Puerto Escondido (Oax.)

4: Manzanillo (Coli.), Lázaro Cárdenas (Mich.), Salina Cruz (Oax.), Zihuatanejo (Guerr.)

0 1: Acapulco (Guer.)

836

4 922 183 37 7: Seybaplaya (Camp.), Villa Sanchez Magallanes (Barra de Santa Ana, Tabasco), Anton Lizardo (Ver.), Sabancuy (Campeche), Hidalgo (Ver.), Tamiahua (Ver.), Pueblo Viejo (Ver.)

3: Boca del Rio (Ver.), Anáhuac (Ver.), Benito Juarez (Ver.)

3: Champotón (Camp.), Alvarado (Ver.), Allende (Ver.)

0 5: Coatzacoalcos (Ver.), Veracruz (Ver.), Cuidad del Carmen (Camp.), Ciudad Madero (Tam.), Tampico (Tam.)

0 1160

5 400 11 10 1: Celestun (Yucatán)

1: Isla Mujeres (Q.Roo)

2: Progreso (Yucatán), Playa del Carmen (Q.Roo)

1: Cozumel (Q.Roo)

2: Campeche (Camp.), Cancún (Q.Roo)

0 428

Total: 2855 495 124 20 8 12 6 11 1 3532

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Regiones <100 hab.

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1 328 31 7 1: El Sauzal (B.C.)

0 1: Playas de Rosarito (B.C.)

0 1: Ensenada (B.C.)

0 369

2 605 80 38 5: Bucerias (Nay.), San Blas (Nay.), La Peñita de Jaltemba (Nayarit), Topolobampo (Sinaloa), La Reforma (Sin.)

3: San Felipe (B.C.), Santa Rosalía (B.C.S.), Loreto (B.C.S.)

4: Empalme (Son.), Puerto Peñasco (Son.), Cabo San Lucas (B.C.S.), San Jose del Cabo (B.C.S.).

1: Guaymas (Son.)

3: Mazatlán (Sin.), La Paz (B.C.S.), Puerto Vallarta (Jal.)

0 739

3 600 190 32 6: Puerto Madero (Chi.), Brisas de Zicatela (Oaxaca), San Patricio (Jal.), Paredón (Chiapas), San Jose Ixtapa (Guer.), San Mateo del Mar (Oaxaca)

1: Crucecita (Oax.)

2: Las Guacamayas (Mich.), Puerto Escondido (Oax.)

4: Manzanillo (Coli.), Lázaro Cárdenas (Mich.), Salina Cruz (Oax.), Zihuatanejo (Guerr.)

0 1: Acapulco (Guer.)

836

4 922 183 37 7: Seybaplaya (Camp.), Villa Sanchez Magallanes (Barra de Santa Ana, Tabasco), Anton Lizardo (Ver.), Sabancuy (Campeche), Hidalgo (Ver.), Tamiahua (Ver.), Pueblo Viejo (Ver.)

3: Boca del Rio (Ver.), Anáhuac (Ver.), Benito Juarez (Ver.)

3: Champotón (Camp.), Alvarado (Ver.), Allende (Ver.)

0 5: Coatzacoalcos (Ver.), Veracruz (Ver.), Cuidad del Carmen (Camp.), Ciudad Madero (Tam.), Tampico (Tam.)

0 1160

5 400 11 10 1: Celestun (Yucatán)

1: Isla Mujeres (Q.Roo)

2: Progreso (Yucatán), Playa del Carmen (Q.Roo)

1: Cozumel (Q.Roo)

2: Campeche (Camp.), Cancún (Q.Roo)

0 428

Total: 2855 495 124 20 8 12 6 11 1 3532

Si se compara el porcentaje de crecimiento del sue-lo transformado en la franja con el porcentaje de toda la superficie municipal del país, se observa que en todas las regiones, excepto el Golfo de California, el crecimiento del uso transformado en la franja no es tan rápido como lo es en el área municipal. Destaca la región del Golfo de

California donde el porcentaje de crecimiento del suelo alcanzó 68% mientras que en el área municipal de la región, creció 21 % el uso de suelo transformado (Figs. 1 y 2).

Se comparó la cobertura de vegetación de dunas per-dida entre 1976 y 2000 con el número de localidades pe-

Figura 4. Índices de marginación del 2000 para las regiones florísticas de ambientes no inundables de México y para su franja costera de 2 km (promedio, mínimo y máximo) calculado a partir de datos de marginación por localidad (CONAPO 2000).

Figura 5. Relación entre el número de localidades inferior a 100 habitantes y pérdida de dunas en las cinco regiones florísticas de ambientes no inundables de México

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queñas (con población inferior a 100 en el año 2000) y es posible distinguir un patrón similar (Fig. 5). Esto significa que las localidades pequeñas han perforado las dunas y, si se añade el crecimiento de las localidades más grandes, ambos son la causa de disminución de la cobertura vegetal de dunas costeras.

Asimismo, es interesante notar las diferencias entre las densidades de las superficies municipales con las de la franja (Tabla 1). En general, en todo el país y las regiones 1 y 2, la diferencia es de tres veces más la densidad en la franja que en el municipio, en las regiones 3 y 4 es cuatro veces mayor pero en la región 5 es 10 veces mayor la densidad entre franja y municipio. Una vez más, el desa-rrollo conglomerado de Cancún explica esta diferencia.

En algunos casos, podría justificarse que se perdiera vegetación estratégica en aras de lograr beneficios para la población humana y el desarrollo costero de México. Sin embargo, haber perdido 4.1 y 3.3% de vegetación coste-ra no hace que las localidades costeras del Pacífico Sur o del Golfo de México, respectivamente, hayan mejorado su calidad de vida, si ésta la interpretamos por el valor del ín-dice de marginación (Figura 4). En general, resultó que el índice de marginación es mayor en el municipio que en la franja costera, y casi iguales en el Golfo de México, que es la zona más transformada (59% y 42% transformado en la totalidad del municipio y en la franja, respectivamente). Se observa que en el Caribe hay mayor diferencia entre el índice de marginación del municipio y la franja si se com-para con el Golfo de México: a nivel de la superficie munici-pal, el valor es similar pero el Caribe tiene una franja costera menos marginada pero está básicamente concentrada en una sola cuidad (Cancún). Si la densidad poblacional y la pérdida de dunas se concentra en un sitio y no se expande, el modelo de desarrollo podría ser más sustentable en tér-minos naturales ya que se pierde menos cobertura natural pero no en términos sociales ya que se concentra la riqueza y el área de marginación es más extensa. Esto en parte es porque el índice de marginación enfatiza mucho en los indicadores de urbanización.

En general, el índice de marginación es menor en la franja de 2 km que en el municipio con excepción del Golfo del México. El Pacífico Norte y el Caribe son las re-giones menos marginadas posiblemente por la influencia de la presencia de ciudades del corredor Tijuana-Rosarito-Ensenada y Cancún, respectivamente.

Son prioritarios los trabajos en las costas más dete-rioradas, social y ecológicamente. El Golfo de México es la región con más porcentaje de transformación a nivel

municipal, más pérdida de vegetación de dunas, más cre-cimiento poblacional, más localidades y mayor margina-ción y está entre las que más localidades y pérdida de dunas presentan, este resultado coincide con el de otros autores en que las costas del Golfo de México se han deteriorado (Moreno-Casasola, 2004) aumentando su vulnerabilidad (Martínez et al., 2006).

Finalmente, si se considera que la vulnerabilidad cos-tera es la conjunción de pérdida de calidad natural (medi-da en este artículo como cobertura de vegetación natural y en particular de la vegetación de dunas costeras) con el grado de marginación de su población, las regiones 3 y 4 son las más vulnerables del país.

COnSIdErACIOnES FInALES

La elección de los municipios como límite para el análisis inicial podría recibir la misma crítica por la diversidad de tamaño de las 169 entidades costeras, las cuales varían de 103 a 53,337 km2 de superficie municipal. Aunque se evaluó por un lado el uso de las delegaciones costeras (en vez del municipio completo) en los amplios munici-pios del noroeste de México, y por otro lado, la agrupa-ción de los municipios muy pequeños en las regiones o distritos en los estados de Chiapas o Oaxaca para obtener un límite administrativo de la franja costera que sea más regular en términos de tamaño, se prefirió la figura de la entidad municipal por su carácter homogéneo en cuanto a gestión de políticas públicas (ANMCO, 2008) y por-que se ha utilizado en la propuesta de regionalización de los mares de México (Espejel y Bermudez 2009).

El uso de una franja de una distancia arbitraria (2 km) presenta la ventaja de trabajar en un espacio de an-cho constante, lo que no fue posible con al análisis a ni-vel de las planicies costeras, las cuales se extienden tierra adentro de manera muy irregular, por ejemplo de 1 km –donde existen cantiles– y 90 km en Sonora. El valor de dos kilómetros permite comparar datos de superficie relevante para el estudio de una cobertura vegetal de un ecosistema netamente costero no inundable. Para la vegetación inundable se recomienda utilizar el concep-to de municipio de segundo y tercer orden que usa la SEMARNAT (2006).

Los resultados plantean situaciones que ilustran el efecto del desarrollo sobre uno de los sistemas más di-fíciles de reconstruir con una de las vegetaciones más difíciles de restaurar y a su vez, uno de los ecosistemas más útiles para la protección al embate de los efectos del

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cambio climático, como son el aumento en la intensidad de huracanes e inundaciones por elevamiento del mar.

Dado que todavía queda aproximadamente el 86% de la superficie original de vegetación de dunas de México y que el modelo de desarrollo de las costas se está reproduciendo de la misma manera no sustentable en varios lugares (como por ejemplo, al norte de las ciu-dades de Cancún, la costa de Campeche y Yucatán, el sur de Veracruz, y la ampliación de Los Cabos, Loreto y Puerto Peñasco, etc.), es sumamente importante esta-blecer un programa continuo de protección y manejo de dunas costeras.

Es posible que a nivel nacional 14% no sea una cifra alarmante de pérdida de cobertura vegetal en 24 años, pero los planes novedosos para incrementar el turismo y los condominios como segundo hogar de extranjeros y las grandes obras de infraestructura portuaria y de energía en el litoral del país, están amenazando la conservación de las dunas en el país (diversos proyectos en Loreto, Todos Santos y Bahía Magdalena, B.C.S., un proyecto de mega puerto en Colonet, B.C., Peñasco y Guaymas en Sonora, Altata entre muchos otros, en todos los es-tados costeros de México). Además de la extensión de la Riviera Maya y la extracción petrolera en Campeche y Yucatán y el impulso al crecimiento de Coatzacoalcos, Veracruz y Tampico, entre otros, e independientemente de los cambios en el nivel del mar por el cambio climá-tico, obligan a poner atención en esta frágil franja de la costa, cubierta de especies únicas fijadoras de arena y difíciles de sustituir.

El Golfo de México y el Pacífico son las regiones que perdieron más vegetación natural y dunas y son también las regiones que tienen los índices más altos de margi-nación de la costa mexicana. De estas dos regiones es posible obtener lecciones para no repetir el tipo de de-sarrollo costero que pierde naturalidad y no mejora las condiciones sociales de sus habitantes. Parece una tarea urgente, el diseño alternativo de los desarrollos urbanos (turísticos e industriales) para no repetir lo descrito en estas dos regiones.

Este trabajo puede considerarse la primera descripción del estado cero a partir del cual dar seguimiento a la po-lítica recién instrumentada de mares y costas de México utilizando como indicadores de desarrollo sustentable la proporción de vegetación natural y transformada, la tasa de cambio y la cobertura de vegetación de dunas costeras siempre asociados a los índices de marginación.

AgrAdECIMIEnTOS

A Oscar Delgado por la revisión y comentarios a este escrito.

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Recibido: 29 de septiembre de 2008 Aceptado: 20 de febrero de 200970

Contribución al análisis del cambio de uso del suelo y vegetación (1978-2000) en la Península de Baja California, México

Fernando Antonio Rosete Vergés,1 José Luís Pérez Damián2 y Gerardo Bocco3

1 Instituto Nacional de Ecologia. Periférico # 5000. 2°

piso. Col. Insurgentes–Cuicuilco. Delegación Coyoacán.

CP. 04530. México, D. F. Correo-e: frosete@ine.gob.mx.2 Instituto Nacional de Ecologia. Periférico # 5000. 2° piso.

Col. Insurgentes–Cuicuilco. Delegación Coyoacán. CP.

04530. México, D. F. Correo-e: jldamian@ine.gob.mx.

ResumenLos autores analizan el cambio de uso de suelo y de vegetación en la Península de Baja California, al ni-vel de tipo de vegetación de 1978 a 2000 a escala 1:250,000. Se realizó un análisis espacial en ambien-te de SIG para identificar los cambios. Se elaboró una matriz de transición y se agruparon los cambios en-contrados en tres procesos principales: desmatorraliza-ción, recuperación y crecimiento de manchas urbanas (como un indicador de urbanización). En el periodo analizado (22 años) se dan cambios en el 7.7 % del territorio peninsular. Los procesos de desmatorraliza-ción y urbanización son más intensos en la zona norte de la Península, mientras que la recuperación es mayor en la zona sur. La desmatorralización para actividades agropecuarias es la más importante. El crecimiento de la mancha urbana es el proceso menos importante, pero durante el periodo analizado la superficie ocupa-da por los asentamientos humanos se incrementó en casi un 270 %.

AbstractThis work analyzed the land use change in the Baja California Peninsula, at the level of vegetation ty-pes. The time period analyzed was 1978 to 2000 at 1:250,000 scale. The spatial analyses were carried out in a GIS environment to identify the changes. A tran-sition matrix was elaborated and the changes detec-ted were grouped in three major processes: scrubland depletion (deforestation of woody vegetation), reco-very of natural vegetation cover, and urban growth. In the time period analyzed (22 years) 7.7 % of the territory underwent land use changes. The deforesta-tion and urban growth processes were more dynamic in the northern part of the Peninsula, while recovery was more relevant in the south zone. The deforesta-tion of scrubland for agriculture activities is the main process. The urban growth, in absolute terms, is the least important in the time period analyzed; however, the surface occupied for human settlements increased in almost 270 %.

El presente artículo es una versión modificada del publicado

en la revista Investigaciones Geográficas 67:39-58, de

diciembre de 2008.

Palabras claveCambio de uso del suelo, Baja California, procesos de cambio, desmatorralización.

Key wordsLand use change, Baja California, scrubland depletion, urban growth.

3 Centro de Investigación en Geografía Ambiental. Unidad

Académica Morelia. UNAM. Antigua carretera a Pátzcuaro

# 8701. Col. Ex-hacienda San José de la Huerta. CP.

58190. Morelia, Michoacán. Correo-e: gbocco@ciga.

unam.mx.

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InTrOduCCIón

El paisaje es un ente dinámico en términos de los patro-nes espaciales, estructurales y funcionales (Dunn et al., 1991; Forman, 1995; Hobbs, 1997). El conjunto de componentes espaciales del paisaje está condicionado por la combinación de factores biofísicos y socioeconó-micos (Fernández et al., 1992; Zonneveld, 1995) que confluyen en el territorio. En la escala temporal de dé-cadas, las actividades humanas que impactan el uso de suelo1 son el factor principal en la forma que adoptan los cambios del paisaje. Algunos de ellos son provoca-dos por prácticas específicas de manejo y otros por las fuerzas sociales, políticas y económicas que controlan los usos de suelo (Medley et al. 1995; Pan et al. 1999). Los cambios temporales en el paisaje inducidos por el hombre afectan tanto los procesos bióticos como los abióticos (Forman, 1995; Farina, 1998). Las caracte-rísticas de la forma en que se usa el suelo son el resulta-do de la interrelación entre los factores físicos o natura-les y los factores culturales y humanos. Al influir el ser humano en el ambiente para producir bienes y servicios, el uso del terreno (o uso del suelo como se le conoce en México) se convierte en la principal causa de pérdida de diversidad biológica, funciones ecológicas y de la altera-ción del ciclo hidrológico.

Los estudios sobre los procesos de cambio en la co-bertura y uso del suelo se encuentran en el centro de la atención de la investigación ambiental actual (Bocco et al. 2001), debido a las implicaciones que éstos conllevan con relación a la pérdida de hábitat, de diversidad bioló-gica, servicios ambientales y la capacidad productiva de los ecosistemas (Dunjó et al. 2003; Milesi et al. 2005; Heistermann et al. 2006), además de ser reconocido como el factor más importante del cambio global (Xiao et al. 2006) y representar la segunda fuente antropogé-nica de CO

2 a la atmósfera (Campos et al. 2004). Según

Lambin (1997), la mayor parte de los cambios ocurri-dos en ecosistemas terrestres se debe a: 1) conversión de la cobertura del terreno, 2) degradación del terreno y 3) intensificación en el uso del terreno. Estos proce-sos, que usualmente se engloban en lo que se conoce

1 Se entiende por uso de suelo (land-use) a las actividades hu-

manas que se desarrollan sobre un territorio (sensu Turner et

al. 1995), mientras que cobertura del terreno (land-cover) se

refiere a todos los diferentes componentes que cubren la su-

perficie de un territorio (sensu Jansen y di Gregorio 2002).

como deforestación o degradación forestal, se asocian a impactos ecológicos importantes en prácticamente todas las escalas.

El cambio en la cobertura y uso del suelo es un tema que unifica las diferentes dimensiones del cambio am-biental global (Manson 2006), por lo que su estudio tiende a la interdisciplinariedad al incorporar concep-tos, información y metodologías de diferentes áreas del conocimiento.

Las actividades humanas han sido reconocidas como las principales fuerzas que transforman la biosfera, así como responsables de la mayoría del cambio contem-poráneo en los paisajes (Skole et al. 1994; Kummer y Turner II 1994; Meyer y Turner II 1994; Foster et al. 1999). La mayoría de los cambios experimentados en los ecosistemas terrestres son producidos por la conver-sión del uso del suelo o por la intensificación del uso y la degradación subsecuente de la tierra (Lambin 1994; Lambin y Geist 2006). La deforestación y la presión hu-mana sobre la tierra para la producción de cultivos y la mecanización desmedida son las principales causas de la degradación de la tierra, que genera erosión del sue-lo, cambios en los ecosistemas y deslizamientos de tierra (Chikhaoui et al. 2005).

En México, estudiar la magnitud, dinámica y causa-lidad de los procesos de cambio de cobertura y uso del suelo es una tarea prioritaria (Bocco et al. 2001). Los datos obtenidos por Masera et al. (1997) así como los más recientes a nivel regional (UNEP 2007), indican que nuestro país se encuentra entre los países con ma-yor deforestación a nivel mundial. Entender el impacto que ocasiona el cambio de uso y cobertura del terreno, significa estudiar factores ambientales y socioeconómi-cos. Sin embargo, no existen análisis cuantitativos de la importancia relativa de estos factores con el cambio de la cobertura y el uso del terreno, ya que las interpretacio-nes de cómo estos factores interactúan para estimular el cambio varían ampliamente de una región a otra (Skole et al. 1994 y Kummer & Turner II 1994). México no es la excepción, ya que los patrones de deforestación varían notablemente por regiones, en donde esos factores am-bientales y socioeconómicos determinan en forma im-portante el patrón ocurrido en cada región en particular (Masera 1996).

Los estudios de caso en regiones del país han sido elaborados con diferentes técnicas y metodologías (por ejemplo, Dirzo y García 1991; Mas Porras 1992; Álvarez-Icaza et al. 1993; Mendoza 1997; Rosete et al. 1997;

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Sierra de Santa Marta 1996; Trejo y Hernández 1996; Mas et al. 1996; Velázquez et al. 2003) y se han con-centrado en el trópico húmedo o en bosques templados.

El objetivo del presente trabajo es conocer los princi-pales procesos de cambio de uso del suelo y vegetación en la Península de Baja California, en particular, aquellos asociados con los cambios en el matorral xerófilo, los usos agropecuarios y el crecimiento de la mancha urbana, con la finalidad de explorar posibles tendencias de cambio y la identificación de ventanas para estudiar los procesos de cambio a mayor detalle.

dESCrIPCIón dEL árEA dE ESTudIO

La península de Baja California (Fig.1) es una de las últi-mas grandes extensiones del territorio nacional (y una de las decenas en el mundo) en donde la presión antrópica hacia los recursos naturales es, en términos regionales, muy baja. La presión se encuentra muy focalizada hacia sus extremos (Tijuana y Mexicali, en B.C., y La Paz y Los Cabos en B.C.S.), donde la frontera con EE.UU. repre-senta la mayor zona de congregación humana (Canales 1995), dejando en las partes intermedias extensas zo-nas casi prístinas en donde los ecosistemas naturales han evolucionado casi sin presiones humanas.

La península de Baja California es una de las provin-cias fisiográficas definidas por INEGI para el territorio nacional (Quiñones 1987). Se encuentra en el noroes-te de la República Mexicana y su territorio ocupa desde el norte del paralelo 32°, hasta el sur del paralelo 23°. Limita al norte con la frontera internacional estadouni-dense y al noreste con la provincia fisiográfica del desier-to sonorense. La península se encuentra flanqueada por el Océano Pacífico al oeste, y el Golfo de California, al este. Las cumbres más elevadas se encuentran en las sie-rras de la porción norte, donde alcanzan alturas de 2000 a más de 3000 msnm (Delgadillo 1998). El origen de la península se le atribuye a un eje de emersión que recorre en forma longitudinal el fondo del Golfo de California. Al ir emergiendo, las placas se deslizan en sentidos contra-rios, con lo que se amplía el ancho del golfo y se separa la península del continente. Este suceso se tiene estimado que se inició hace unos 20 millones de años, cuando la península fue separada del continente, dando origen al Golfo de California (INEGI 1995).

El eje geológico estructural de la península tiene rum-bo noroeste-sureste y lo constituye la cordillera peninsu-lar, cuyo masivo núcleo granítico (en realidad un batolito

con dicho rumbo) aflora en el norte y queda sepultado en el sur, bajo materiales volcánicos de diversas edades, siempre más recientes que el intrusivo. El eje tiene la forma de un alargado bloque de falla basculado hacia el suroeste, con un flanco abrupto hacia el golfo y el otro tendido con suavidad hacia el Océano Pacífico. Esta cor-dillera remata su extremo sur en el bloque del Cabo, don-de afloran nuevamente rocas graníticas, y determina la alargada y angosta configuración de la provincia (INEGI 1995).

Los climas que dominan esta provincia son: muy se-cos, templados, semicálidos y cálidos. Sin embargo, en la Sierra de Juárez y San Pedro Mártir, en su porción no-roccidental, el clima seco templado varía en las cumbres a semifrío subhúmedo. También en la Sierra La Victoria (también conocida como Sierra de La Laguna), localiza-da al sur, en sus partes más elevadas el clima es templa-do subhúmedo. Con régimen de lluvias en invierno, se dispone una franja de norte a sur, desde la frontera in-ternacional hasta Bahía Magdalena, patrón que contrasta con el resto de la provincia, donde dominan los climas

Fig. 1.Localización del área de estudio. La Península se dividió en tres partes, con fines de representación cartográfica, norte, centro y sur

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desérticos y semidesérticos, como ya se indicó (García 2004).

En la mayor parte de la provincia se desarrollan diver-sos tipos de matorrales, tales como el rosetófilo, sarcocau-le, sarcocrasicaule de neblina y el desértico micrófilo, ade-más de vegetación de desierto arenoso (INEGI 1995). Todos esos tipos de matorrales Rzedowski (1998) los agrupa en el tipo de vegetación “matorral xerófilo”. En las Sierras de Juárez y San Pedro Mártir crece la vegetación de chaparral y bosques de pino-encino; en la Sierra de La Laguna crece la selva baja caducifólia y el bosque de encino y encino-pino (Delgadillo 1998). La península de Baja California se caracteriza por un elevado grado de en-demismos, por lo que su contribución a la diversidad bio-lógica nacional es importante (Riemann 2001; Riemann y Ezcurra 2005). Resaltan principalmente los grupos de plantas y reptiles, organismos que son afectados de ma-nera directa (eliminación de la vegetación) o indirecta (destrucción del hábitat) por los procesos de cambio de uso de suelo, situación que se torna aún más grave si consideramos que, por sus características climáticas, la recuperación de las comunidades biológicas impactadas es muy lenta, en comparación con zonas templadas sub-húmedas o calido húmedas.

Los países con economía de mercado se han carac-terizado por la concentración de la población y activida-des económicas en pocos puntos del territorio (Garza 1985), situación en especial clara para la península de Baja California. Entre 1980 y 1990 los estados de Baja California y Baja California Sur fueron los únicos en tener una tasa de crecimiento promedio anual superior a la me-dia nacional. Este incremento se atribuye a la migración ocurrida hacia esta región, y en particular hacia la zona fronteriza con los EE.UU. en los municipios de Tecate y Tijuana, pero para los 90 la llegada de nuevos pobladores a la región se concentró en los municipios de Playas de Rosarito (de reciente creación) y Tijuana. En la década de los 80, los municipios atractores de población fueron Ensenada, Tecate, Tijuana, Comondú y Mulegé. Para la década de los 90 fueron los cinco municipios de Baja California (Ensenada, Mexicali, Tecate, Tijuana y Playas de Rosarito) y Loreto y Los Cabos en Baja California Sur. En ambas décadas, los municipios con mayor atracción de población fueron Ensenada, Tecate y Tijuana (INE-COLMEX 2002).

Al comparar el ritmo de crecimiento de una entidad con respecto a la media nacional se puede establecer una medida de competitividad económica local. Si la tasa de

crecimiento promedio anual de una entidad federativa supera a la nacional entonces su participación en el agre-gado nacional aumenta, posicionándolo como un espacio competitivo. En el periodo 1980-1998 la participación de Baja California y Baja California Sur en el PIB nacional aumentó, aumentando también su competitividad se-gún esta definición. El grado de marginación municipal en 1995 era muy bajo para todos los municipios de la península, a excepción de Loreto y Comondú, en Baja California Sur, que fue bajo (CONAPO 1997). Sin em-bargo, para el año 2000, la mayoría de los municipios continuaban en la categoría de muy baja marginación, pero los municipios de Mulegé y Comondú fueron los que estaban, en ese entonces, en la categoría de baja margi-nación (CONAPO 2000). Para el año 2005 solamente el municipio de Mulegé se mantenía en la categoría de baja marginación, mientras que el resto de los municipios peninsulares fueron clasificados como de muy baja mar-ginación (CONAPO 2006).

En la actualidad, los principales procesos que desen-cadenan el cambio de uso del suelo en la península de Baja California son el crecimiento de las áreas urbanas, la inmigración de población a la zona fronteriza, la actividad industrial (principalmente maquiladoras) y las activida-des turísticas. Es de preverse que estos procesos socio-productivos conlleven un incremento en la presión hacia los recursos naturales en el mediano plazo, principalmen-te sobre el agua potable, las superficies para producción agropecuaria, las áreas de reservas territoriales para el crecimiento urbano y el incremento de enclaves turísti-cos orientados hacia un visitante con altos consumos de agua y energía (INE-UABC 2002; INE-COLMEX 2002; INE-UABC 2005).

MATErIALES y MéTOdOS

La metodología utilizada consta de una parte de conceptos y otra de métodos y técnicas. En la parte conceptual, de acuerdo con Bocco et al. (2001), analizar el proceso de cambio de uso y cobertura del terreno implica tres pasos principales: 1) detección e interpretación cartográfica y digital del cambio, 2) análisis de los patrones de cambio de cobertura y uso del suelo y 3) análisis de las causas del cambio de uso del suelo.

El método que se utilizó para el análisis de cambio de la vegetación y el uso del suelo fue el del análisis espa-cial, el cual se basó en la identificación de los cambios en las componentes espacial y temática, y en la representa-

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Se trabajó a la escala geográfica de 1:250,000; es decir, a un nivel regional que permitiera manejar todo el territorio peninsular, de unos 142,000 km2 (la península se extiende por casi 1300 km en línea recta, de noroes-te a sureste. A continuación se describen los métodos y técnicas, así como las bases de datos utilizados para el trabajo.

Para la definición del uso de suelo al nivel de toda la península se utilizaron las cartas de INEGI (Serie I) y las elaboradas para el Inventario Nacional Forestal 2000 a escala 1:250,000, ambas en formato digital.

Los insumos cartográficos digitales que se utilizaron para este análisis fueron los siguientes: Uso del Suelo y Vegetación 1978, elaborado por el Instituto de Geografía (IG), UNAM, a partir de la digitalización y reestructura-ción de la base de datos del mapa de Uso del Suelo y Vegetación (Serie I) del INEGI escala 1:250,000. Para describir la situación en el segundo momento analiza-do se utilizó el mapa resultado del Inventario Nacional Forestal 2000 escala 1: 250,000, generado por el Instituto de Geografía de la UNAM, por contrato del INE-SEMARNAP (Mas et al. 2002).

El tercer producto que se utilizó en este trabajo fue el mapa del límite de la Península de Baja California, de acuerdo con el Marco Geoestadístico Municipal (MGM) 2000 escala 1:250,000 del INEGI.

El análisis espacial de este trabajo se llevó a cabo a partir del desarrollo de los siguientes procesos metodoló-gicos, con apoyo del programa Arc/View:

1. Adecuación de límites. Ninguno de los tres insumos cartográficos para este análisis eran coincidentes en sus límites de la unidad geográfica de estudio, por lo que se llevó a cabo la edición de los límites de los mapas de vegetación para adecuarlos al del límite del MGM.

2. Selección del nivel de agregación o detalle. Las entidades geográficas de los mapas de vegetación vienen acompañadas de atributos que se organizan jerárquicamente en cuatro niveles de resolución es-pacial: formación; subformación; tipo de vegetación y comunidad vegetal, de menor a mayor detalle,

respectivamente. Para este trabajo se eligió la infor-mación contenida en el atributo tipo de vegetación, por considerar que éste era el que nos proporciona-ba el máximo nivel de detalle de la unidad geográfi-ca analizada a la escala de trabajo, acompañado de un nivel de error aceptable (Mas et al. 2004).

3. Generalización cartográfica. En todo análisis que se realiza a partir de mapas es necesario eliminar aque-llas entidades de valor secundario, debido a que “las designaciones cartográficas no reflejan las particula-ridades y los detalles de poca importancia, propios de uno y otro objeto, sino que destacan los caracteres fundamentales” (Salitchev 1981). La generalización puede ser conceptual y por área mínima cartografia-ble y ambas se aplicaron a las coberturas de vegeta-ción. A continuación se explica en qué consistió cada una de ellas:

a) Conceptual. Una vez que se eligió al atributo tipo de vegetación como el nivel de detalle, fue necesario quitar de la base de datos los tres atributos que no fueron elegidos para el análisis y reconstruir la geo-metría de las entidades geográficas; es decir, se eli-minaron todos aquellos límites en los que una o más entidades geográficas compartían el mismo dato.

b) Por área mínima cartografiable. Los dos mapas por tipos de vegetación contenían entidades con poca superficie, tan pequeñas, que a simple vista no eran observables, razón por la que se decidió aplicar la correspondiente generalización espacial, respaldada en el concepto de área mínima cartografiable. Dicha generalización consistió en eliminar a todas las en-tidades cuya superficie fuera igual o inferior a 0.25 km2 y asignarlas a las entidades con la que compar-tían mayor superficie. Con este procedimiento se garantizó que, al superponer los mapas, el número de combinaciones de los cambios de vegetación y usos del suelo disminuiría sustancialmente.

4. Superposición de mapas. Es conocido por la mayo-ría de los usuarios de los Sistemas de Información Geográfica como “cruce de mapas”. En este traba-jo, a dicho procedimiento se le reconoce como el de mayor importancia, debido a que con él se generó el producto cartográfico con el que fue posible identifi-car espacialmente los cambios de vegetación y uso del suelo. Dicho procedimiento consistió en la ma-nipulación geométrica de las entidades geográficas de los mapas de vegetación, por lo que el mapa re-sultante expresó la fusión de la geometría de ambos

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Otro

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productos, así como los nuevos atributos con los que de identificaron los cambios de la vegetación y el uso del suelo.

5. Análisis de resultados. A partir de los atributos de la cobertura resultante se generó una base de datos, tabla de frecuencias o combinaciones, para conocer los de cambios de vegetación y uso del suelo que se presentaron de un periodo a otro y para totalizar la superficie (en km2) que cada una de ellos ocupó. Con dicha base se construyó una matriz de transi-ción para analizar los patrones del cambio de la vege-tación y el uso del suelo.

6. Presentación final de la información geográfica. Consistió en la edición y el armado final del mapa temático, utilizando la representación cartográfica de fondo cualitativo para expresar el fenómeno es-pacial del cambio de la vegetación y el uso de suelo. Este paso sirvió para conocer la distribución espa-cial de los cambios.

Para el análisis de los patrones de cambio de uso del suelo se incluirá el cálculo de las tasas de deforestación por tipo de cobertura vegetal, la determinación de las matrices de transición de cambio de uso del suelo y las matrices de probabilidad de transición para cada una de las clases de cobertura seleccionadas.

Para calcular la tasa de cambio de cada categoría de tipo de vegetación se utilizó la fórmula planteada por la FAO (1996):

t = (1 – ((S1 – S2)/S1)) 1/n - 1

Donde: t = Tasa de cambioS1 = Superficie en la fecha 1S2 = Superficie en la fecha 2n = Número de años entre las dos fechas

rESuLTAdOS y dISCuSIón

A partir del análisis espacial realizado, se identificó que en toda la Península de Baja California, durante el periodo 1978-2000, el 92.3% del territorio permaneció sin cam-bio alguno, mientras que el 7.7% de su superficie presen-tó algún cambio en la cobertura vegetal. A nivel regional los principales cambios de uso del suelo y vegetación son de origen antrópico y se han dado por el crecimiento de las ciudades y la expansión de las actividades agropecua-rias, principalmente en los extremos norte y sur. La por-ción central de la Península muestra muy pocos cambios durante el periodo de tiempo analizado. En la tabla 1 se presenta la matriz de transición para cada tipo de vegeta-ción durante el periodo de tiempo analizado.

Los tipos de vegetación y uso del suelo que mayor disminución sufrieron fueron el matorral xerófilo, los pastizales, la agricultura de temporal y la agricultura de riego y humedad. Los tipos de vegetación y uso del suelo que tuvieron un mayor incremento en el pe-riodo fueron los asentamientos humanos, la agricul-tura de riego y humedad y la agricultura de temporal. Existen otros tipos de vegetación y uso del suelo que presentan disminución e incrementos significativos, pero están asociados a la dinámica de los cuerpos de agua costeros (como es el caso de la vegetación hi-

Tabla 2. Principales cambios de tipos de vegetación entre 1978 y 2000. La categoría “Agropecuario” incluye la agricultura de riego y humedad, la agricultura de temporal y los pastizales inducidos y cultivados. La categoría de “Otros tipos de vegetación” incluye el palmar, la vegetación halófila y gipsófila y la vegetación de dunas costeras

1978 2000 Superficie (km2)

Matorral xerófilo Agropecuario 2518.3

Matorral xerófilo Otros tipos de vegetación 778.6

Matorral xerófilo Área sin vegetación aparente 653.3

Agropecuario Matorral xerófilo 487.6

Otros tipos e vegetación Matorral xerófilo 890.4

Agricultura de riego y humedad Otros tipos de vegetación 278.1

Área sin vegetación aparente Matorral xerófilo 124.0

Matorral xerófilo Asentamiento humano 128.5

Agropecuario Asentamiento humano 318.3

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Fig. 2. Mapa de cambios de uso del suelo y vegetación 1978-2000 en la zona norte de la Península de Baja California

Fig. 3. Mapa de cambios de uso del suelo y vegetación 1978-2000 en la zona centro de la Península de Baja California

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Fig. 4. Mapa de cambios de uso del suelo y vegetación 1978-2000 en la zona sur de la Península de Baja California

Fig. 5. Diagrama de flujo de los principales procesos de cambio de usos del suelo en la Península de Baja California (1978-2000). Las cifras están en km2

Agropecuario

Matorral xerófilo

Otros tipos de vegetación

Sin vegetación aparente

Asentamientos humanos

Recuperación: 487.6

Recu

pera

ción

: 278

.1

Recuperación: 1,014.4

Desmatorralización: 2,518.4

Desmatorralización: 1,431.9

Urbanización: 318.3

Urbanización: 128.5

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drófila, otros tipos de vegetación y áreas sin vegeta-ción aparente) o a procesos de reforestación en las zonas boscosas (bosques de latifoliadas y bosques de coníferas y latifoliadas). Estos cambios no fueron con-siderados en el análisis del presente trabajo, ya que el interés principal se centra en los cambios del matorral xerófilo. En la tabla 2 se muestra el resumen de los principales cambios encontrados durante el periodo de análisis, resaltando aquellos originados por las activi-dades antrópicas.

En las figuras 2 a 4 se pueden observar los princi-pales cambios ocurridos durante el periodo de tiem-po analizado. Destaca que la mayoría de los cambios se dieron en la planicie costera, asociados a las áreas agrícolas y los asentamientos humanos, así como en las zonas colindantes con vegetación arbórea (bos-ques y selvas bajas).

En la figura 5 se presenta un diagrama que ilustra los principales procesos identificados, así como los valores de los flujos entre las categorías de tipos de vegetación involucradas.

dISCuSIón

Los cambios en la superficie ocupada por cada tipo de vegetación y uso del suelo se pueden agrupar en dos grandes categorías: aquellos originados por la actividad del hombre y los ocurridos por dinámicas naturales de los ecosistemas. Entre los primeros se incluye el cambio de matorral xerófilo a cualquier tipo de agricultura y a asentamientos humanos, o la recuperación de las áreas agropecuarias abandonadas (sea por razones de índole productivo o por emigración, como lo señalan los tra-bajos de Awasthi et al., 2002; Jokish, 2002; Braimoh, 2005; Rudel et al., 2005 y López et al., 2006), mien-tras que en el segundo grupo se incluye a los procesos de sucesión secundaria en áreas alteradas naturalmen-te, como los procesos derivados de la dinámica de los cuerpos de agua (la mayoría de ellos se encuentran en la clase “otros procesos” de los mapas de procesos de cambio).

Los procesos de cambio más importantes originados por la actividad humana, son entonces la conversión del matorral xerófilo a áreas agrícolas (desmatorralización), la conversión de matorral xerófilo y pastizales a zonas urbanas (expansión de la mancha urbana), y la recupe-ración de la vegetación en zonas agrícolas y de pastizales abandonadas (recuperación). Los procesos de desmato-

rralización y urbanización2 son más intensos en la zona norte de la península, mientras que la recuperación es mayor en la zona sur, especialmente en la sierra de La Laguna. En orden de magnitud, la desmatorralización para actividades agropecuarias es la más importante en la península, mientras que el segundo lugar lo ocupa la sustitución del matorral xerófilo por otros tipos de vege-tación o por áreas sin vegetación aparente. En el caso de la desmatorralización para actividades agropecuarias, las coberturas con mayor incremento en superficie prove-niente del matorral xerófilo son la agricultura de riego y humedad y los pastizales.

En el caso de la expansión de la mancha urbana, es más intenso en magnitud la transición de usos agrope-cuarios a asentamientos humanos, pero poco menos de la mitad de esa cantidad de superficie pasa directa-mente de matorral xerófilo a asentamientos humanos, sin pasar antes por un uso agropecuario. En el caso del uso agropecuario, la principal categoría que cede terreno para el incremento de los asentamientos humanos es la agricultura de riego y humedad, y en segunda instancia los pastizales. Aunque en magnitud la urbanización es el proceso menos importante en términos absolutos, e in-cluso como parte de los procesos de cambio, cabe señalar que durante el periodo analizado la superficie ocupada por los asentamientos humanos se incrementó en casi 270%. La superficie incrementada sobre usos agrope-cuarios representa el 193% de la superficie existente en 1978, mientras que directamente del matorral xerófilo se aportó el 77% restante.

El proceso de recuperación más importante en mag-nitud se da en la transición de otros tipos de vegetación a matorral xerófilo, pero también es importante el paso de usos agropecuarios a matorral xerófilo (principalmente de agricultura de riego y humedad) y de usos agropecua-rios a otros tipos de vegetación (también de agricultura de riego y humedad).

Si bien en el periodo de 22 años analizado se dan cambios en 7.7% del territorio peninsular, en superficie representa 10,920 km2, es decir, más de un millón de hectáreas, lo que significa un promedio de casi 50,000 ha por año. Es interesante resaltar que las clases de tipos de vegetación más dinámicas son, en orden de impor-tancia, el matorral xerófilo, los pastizales y la agricultura de riego y humedad junto con la vegetación hidrófila. En

2 Aunque en sentido estricto no se trata de un proceso de urba-

nización, sino de expansión de la mancha urbana.

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el caso del matorral, aporta (desmatorralización y urba-nización) superficie a todas las demás clases de tipos de vegetación (13 clases), mientras que recibe (recupera-ción) de 10 de ellas, exceptuando a los asentamientos humanos, los bosques de latifoliadas y los bosques de coníferas y latifoliadas. Sin embargo, cabe resaltar que a escala regional no es suficiente para plantear escenarios de cambio, por lo que es necesario realizar el análisis so-bre ventanas particulares de interés para poder tener una mayor certidumbre de los datos.

Lo que sucede con la vegetación hidrófila es diferente, ya que aunque también le aporta superficie a nueve cla-ses y recibe de ocho, las clases con mayor participación son diferentes. Por un lado aporta en forma importante al matorral (recuperación) y al mezquite, pero recibe del matorral (desmatorraliazción) y de la agricultura de rie-go y humedad. Es claro que la dinámica de esta clase se debe a los eventos de precipitación extraordinarios y la dinámica de las lagunas costeras, así como el eventual abandono de zonas de riego.

Para apoyar esta interpretación hay que analizar el caso de las clases “otros tipos de vegetación” y “áreas sin vegetación aparente”, en donde existe una relación que involucra cerca de 40,000 ha en el intercambio entre esas dos clases, además de un proceso de recuperación entre la agricultura de riego y humedad y otros tipos de vegeta-ción. Por otro lado, se presenta la relación de esas dos cla-ses con el matorral xerófilo, en donde éste pierde superfi-cie considerable para incrementar la superficie de aquellas dos (desmatorralización), pero el proceso de recuperación desde otros tipos de vegetación hacia el matorral también es muy importante.

Esta dinámica de sustitución de matorral por otros ti-pos de vegetación, el paso de otros tipos de vegetación a áreas sin vegetación aparente (principalmente en las zo-nas de las lagunas costeras del centro de la península en la vertiente del pacífico) y la recuperación de otros tipos de vegetación a matorral dan evidencia de que estos pro-cesos están influenciados de manera importante por la dinámica hidrológica de las lagunas costeras, incluyendo los eventos extraordinarios de precipitación que ocurren en años Niño.

COnCLuSIOnES

En el periodo analizado (22 años) se dan cambios en 7.7% del territorio peninsular. Esto representa en super-ficie 10,920 km2, lo que significa un promedio de casi

50,000 ha por año. Los principales procesos de cambio encontrados, originados por la actividad humana, son la conversión del matorral xerófilo a áreas agrícolas (desma-torralización), la conversión de matorral xerófilo y pasti-zales a zonas urbanas (expansión de manchas urbanas), y la recuperación de la vegetación en zonas agrícolas y de pastizales abandonadas.

Los procesos de desmatorralización y expansión ur-bana son más intensos en la zona norte de la península, mientras que la recuperación es mayor en la zona sur, especialmente en la sierra de La Laguna. En orden de magnitud, la desmatorralización para actividades agrope-cuarias es la más importante en la península, mientras que el segundo lugar lo ocupa la sustitución del mato-rral xerófilo por otros tipos de vegetación o por áreas sin vegetación aparente, presumiblemente ocasionada por procesos de dinámica natural de los ecosistemas (hidro-dinámica de las lagunas costeras).

La expansión urbana es en magnitud el proceso me-nos importante, pero durante el periodo analizado la superficie ocupada por los asentamientos humanos se incrementó en casi 270%. Desgraciadamente el incre-mento de las zonas urbanas no se da de forma planeada, lo que favorece, en muchas ocasiones, el crecimiento de la mancha urbana sobre zonas no aptas para el estable-cimiento de viviendas, como las laderas inclinadas y los cauces de los ríos. Esta situación aumenta el riesgo de la población ante la incidencia de peligros naturales.

El proceso de recuperación más importante se da de otros tipos de vegetación a matorral xerófilo, pero también es importante el paso de usos agropecuarios a matorral xerófilo (principalmente de agricultura de riego y hume-dad) y de usos agropecuarios a otros tipos de vegeta-ción (también de agricultura de riego y humedad). Estos procesos de recuperación están estrechamente ligados al abandono de las tierras agropecuarias, fenómeno que se puede explicar de dos formas: 1) por el agotamiento o la salinización de los mantos acuíferos utilizados para el rie-go, o 2) por la emigración de los productores del campo a los centros urbanos o al extranjero.

bIbLIOgrAFíA

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Sección: Ensayo 83

La conservación y una nueva visión del territorio

Gabriel Quadri de la Torre1

1. Ecosecurities. Correo-e: gabriel@ecosecurities.com.

ResumenQuadri revisa cómo a través de la historia agraria nacio-nal se han generado retos extraordinarios para una ges-tión del territorio equilibrada, que optimice las modali-dades de uso del suelo a partir de preferencias sociales y necesidades elementales de sustentabilidad. Y desde una óptica moderna y eficiente considera necesario echar mano de instrumentos que llama contractuales o compensatorios, que implican una transacción econó-mica entre el Estado y los propietarios, analizando estas posibilidades de política pública de manera integrada, y con aproximaciones específicas a las distintas condicio-nes sociales, institucionales, económicas, y ecológicas del territorio nacional.

AbstractQuadri revise how the agrarian history in Mexico have generated extraordinary challenges for a balanced land management, which optimizes the use patterns of soil based in social preferences and on basic needs of sustai-nability. And from a modern and efficient perspective, the author considers necessary tools involving a tran-saction between the state and owners, and analyzes the possibilities for public policy in an integrated man-ner, with specific approaches to various social condi-tions, institutional, economic, and ecological territory.

Palabras clave Territorio, derechos de propiedad, Estado, externalida-des, bienes públicos, política pública.

Keywords Territory, property rights, State, externalities, public goods, public policy

Buena parte de los bienes públicos y problemas de externalidades que con-forman la agenda de preocupaciones ambientales tienen como escenario al territorio de alguna jurisdicción po-lítica: municipio, estado, nación. Hay ocasiones en que las jurisdicciones son tenues o compartidas, e incluso

inexistentes, como puede suceder con los océanos (tengamos en cuen-ta que el mar es también un territorio, aunque con algunos atributos espe-ciales). Recordemos, por otro lado, que sobre el territorio siempre existe algún régimen de propiedad que pue-de ir de la propiedad privada absolu-

ta a la propiedad comunitaria y del Estado, y hasta el libre acceso o au-sencia de propiedad. El territorio es el escenario de la sustentabilidad, don-de se sobreponen y entran en con-flicto derechos de propiedad reales o inexistentes con intereses públicos, y en donde el Estado emprende accio-

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nes para tratar de resolverlos. El gradiente de soluciones posibles es muy vasto, y tiene en un extremo al derecho absoluto de ius utendi y ius abutendi (uso y abuso) por parte del propietario, y en el otro, la propiedad y regula-ción absoluta e infranqueable por parte del Estado.

Resolver el conflicto o atender esos problemas de bie-nes públicos o externalidades con un enfoque territorial implica con frecuencia echar mano de una relativamente amplia gama de instrumentos, que tendrán la finalidad de manejar las tensiones entre los derechos de propiedad (o de su ausencia), con distintos bienes públicos ecológicos o ambientales. El instrumental disponible es variado, y abar-ca toda la gama de posibilidades de política pública, desde la regulación hasta los instrumentos económicos, pasando por numerosas opciones contractuales. Destacan las áreas naturales protegidas, el ordenamiento ecológico del terri-torio, las unidades de manejo y aprovechamiento de vida silvestre (UMA), y diversas opciones de contrato, como el pago por servicios ambientales, compras de tierras y arren-damientos, servidumbres y usufructos, y concesiones, en-tre otras. Es obvio, y debe destacarse como principio de política de conservación con un enfoque territorial, que todos los instrumentos contractuales y económicos tienen como objetivo conceptual cubrir los costos de oportuni-dad. Esto es, pagar por los ingresos o beneficios perdidos por los propietarios al no llevarse a cabo las actividades pre-feridas o planeadas por ellos.

El ánimo es la urgencia de emprender una gestión moderna del territorio compatibilizando el desarrollo con la conservación de valores ecológicos, paisajísticos, hidrológicos e históricos, y ahora también climáticos. Tengamos en cuenta que los ecosistemas forestales son grandes reservorios de carbono, y que la deforestación contribuye en el mundo con el 20% de las emisiones to-tales de gases de efecto invernadero. En México, con el 14%. Una perspectiva moderna de gestión del territorio nacional sin duda, debe contrastarse con la triste herencia agrarista que se impuso a lo largo de casi todo el siglo XX. Si bien el reparto agrario se extinguió, sus secuelas nos acompañarán por décadas y es preciso confrontarlas. Aprovechemos que el Estado corporativo al cual servía la antigua reforma agraria también feneció junto con sus pulsiones obsesivas de distribución colectiva de la tierra.

Tengamos en mente como contexto y referente del cual apartarse, que durante mucho tiempo y hasta antes de las reformas constitucionales y legales de 1992, los campesinos fueron dotados de tierras, aunque en buena medida, privados de sus derechos de propiedad privada.

La reforma agraria mexicana, a diferencia de otros paí-ses, no parió ciudadanos —propietarios libres y autó-nomos, sino actores dependientes de la voluntad y los presupuestos del Estado. En nuestro siglo XX se crearon y reconocieron más de 3000 núcleos agrarios colectivos que pasaron a ocupar cerca del 60% del territorio nacio-nal. Se dispersó la población rural de tal forma que hoy tenemos más de 200,000 asentamientos rurales meno-res a 2000 habitantes a los cuales es imposible o muy costoso llevar los servicios y oportunidades que exigen el desarrollo y el bienestar. Se establecieron en su gran mayoría en tierras pobres, accidentadas, aisladas y sin agua suficiente. Casi la única opción de sus habitantes fue una agricultura misérrima de subsistencia basada en las quemas y el desmonte en terrenos poco productivos y con pendientes pronunciadas, o bien, el pastoreo ex-tensivo de ganado. No sólo se sembró y arraigó la hierba venenosa de la pobreza, sino que se destruyó a niveles de paroxismo la formidable riqueza biológica y de recursos naturales del país: bosques, selvas y desiertos naturales. El colectivismo ejidal y comunal, la indefinición de dere-chos de propiedad, y una virulenta conflictividad agraria, extendieron siniestramente en México la tragedia de los commons de Hardin. El agrarismo vio en el territorio na-cional sólo una frontera y un espacio vacío para llenar, así, condujo una colonización caótica sobre regiones de valor ecológico estratégico. El Estado agotó su reserva de terrenos nacionales, y abdicó de sus funciones de orde-namiento y regulación; al grado de que, en su momento, parques nacionales y reservas de la biosfera tuvieron que establecerse (en tensión permanente) sobre tierras eji-dales y comunales.

El daño está hecho; ahora es preciso revertirlo. Es ne-cesario recuperar terrenos nacionales, y sobre todo, hacer valer el interés público en materia de biodiversidad, con-servación de ecosistemas y recursos naturales, restaura-ción ecológica, protección del paisaje, y de contribución a la lucha global contra el cambio climático. Indispensable es también normar y administrar eficazmente las zonas federales costeras, playas, cauces, y cuerpos de agua interiores; hasta ahora, objeto de un fracaso ostensible. Echemos un vistazo analítico a algunos de los instrumen-tos más conspicuos para lograrlo.

árEAS nATurALES PrOTEgIdAS

Las áreas naturales protegidas (ANP) crean una matriz institucional para iniciativas regionales o territoriales de

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conservación y desarrollo sustentable, en la cual es po-sible armonizar políticas y esquemas de regulación. Por otro lado, en su manejo y administración pueden con-currir distintos órdenes de gobierno y sectores de la so-ciedad local, regional y nacional, lo que ofrece la oportu-nidad de fortalecer el tejido social y de construir nuevas formas de participación y corresponsabilidad. De hecho, la construcción de estructuras de participación, gobier-no y financiamiento es la clave para el éxito de las ANP como instrumentos e instituciones de conservación.

En esta perspectiva, y como podrá intuirse fácilmen-te, las ANP tienden a constituirse en nuevas jurisdiccio-nes o estrato de gobierno en el plano territorial ya que cuentan con un responsable ejecutivo (el director), un órgano de representación (el consejo asesor o consulti-vo), tributación y financiamiento (por medio del cobro de derechos de acceso y uso de recursos naturales, y otras aportaciones privadas o públicas), y un sistema de reglas jurídicamente vinculantes (los programas de ma-nejo y reglamentos). Queda por interpretar políticamen-te en cada caso las formas de inserción de las ANP en las estructuras políticas territoriales, al igual que su potencial de sinergia y conflicto con los poderes constituidos.

Puede afirmarse, sin temor a una exageración retó-rica, que la constitución de un sistema eficaz de áreas naturales protegidas —tanto en tierra como en mar— es tal vez el reto de mayor peso y alcance en la política ecológica. Establecerlo y desarrollarlo es una de las tareas de más alta prioridad para el gobierno y la sociedad, en el marco de todos los desafíos de la gestión ambiental.

Además, es casi imposible sobrestimar la importan-cia que tienen las ANP en la conservación de la biodi-versidad. Investigaciones recientes llevadas a cabo en la escala internacional revelan que las ANP en la forma de parques nacionales o de reservas de la biosfera, aunque sean denominadas “de papel” resultan eficaces para con-tener las tendencias a la desforestación.1 El solo hecho de existir un instrumento legal expedido al más alto nivel —reconocido y asumido públicamente— opera como un disuasivo a las conductas destructivas, como invasiones, desmontes, la expansión de actividades agropecuarias y el uso de artes de pesca de alto impacto ambiental, en el caso de las ANP marinas. Aunque en México no existe

1 Bruner, A., R. Gullison, R. Rice y G. Fonseca. 2001. Ef-

fectiveness of Parks in Protecting Tropical Biodiversity.

Science 291(5501):125-8. Disponible en: DOI: 10.1126/

science.291.5501.125 (requiere suscripción).

información estadística al respecto, la simple evidencia documental y la experiencia muestran un panorama si-milar al observado en el ámbito global. De ahí que las afirmaciones que desestiman o desacreditan a las ANP “de papel” sean infundadas.

En igualdad de otras circunstancias, siempre será me-jor un área ecológicamente valiosa decretada como ANP que otra mantenida en el vacío jurídico, a pesar de que el decreto sea el único soporte de conservación. Vale la pena señalar igualmente, que la experiencia en México corrobora con facilidad esta afirmación: aun pequeños esfuerzos de aplicación de la ley, de clarificación de los derechos de propiedad y de compensación a la población local se correlacionan de manera muy estrecha con in-crementos significativos en la capacidad de las ANP para conservar los ecosistemas y la biodiversidad. Esto nos habla de una gran eficiencia o relación beneficio-costo en las ANP como instrumento de conservación.

Debe subrayarse que, en esencia, las ANP son ins-trumentos de regulación en el uso del territorio y de sus recursos, ya que establecen limitaciones o modalidades al ejercicio de los derechos de propiedad, las cuales pue-den ser más o menos restrictivas dependiendo del tipo de declaratoria, de la zonificación y del programa de mane-jo. Su aplicación es frecuentemente compleja, en virtud de que establecen una tensión entre la conservación de bienes públicos asociados a tierras y recursos naturales, y distintos regímenes de propiedad.

Crear ANP no es fácil, y requiere no sólo de visión y compromiso conservacionista, sino de una buena dosis de habilidades técnicas, jurídicas, y sobre todo, políticas. De hecho, la dinámica de creación de nuevas ANP es un indicador preclaro de eficacia en la gestión gubernamen-tal en materia de medio ambiente.

Primero, es necesario definir zonas o regiones priori-tarias por su valor ecológico y por el riesgo o las presiones a las que están sometidas. Cada zona o región prioritaria debe ser caracterizada biológicamente, e identificarse las formas y conflictos de propiedad de la tierra o el acce-so a los recursos naturales, al igual que los grupos so-ciales relevantes, las condiciones socioeconómicas y los actores e intereses políticos en juego. A partir de ahí es preciso iniciar un proceso frecuentemente arduo de in-formación, persuasión y negociación con los municipios involucrados, con los núcleos agrarios (ejidos y comuni-dades), con cooperativas u organizaciones pesqueras (en el caso de ANP marinas), y en ocasiones con empresas mineras, con PEMEX y CFE o con operadores turísticos.

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Desde luego, es indispensable incorporar a la negociación a funcionarios estatales y federales del sector agrario, pesquero, de desarrollo rural, forestal y de gobierno. Se requiere para ello más que buena voluntad y poderosas razones técnicas; es exigible un liderazgo claro y una só-lida autoridad.

La fuente primordial de complejidad para crear nuevas ANP es que siempre hay una tensión entre la conserva-ción de bienes públicos asociados a tierras y mares, y los intereses de ejidos, comunidades, propietarios y usuarios de los recursos naturales. Por otro lado, no es menor la frecuente resistencia de gobiernos municipales y estata-les, que ven en las ANP —posiblemente con cierta razón jurídica— una interferencia o imposición federal en sus jurisdicciones. También, sin razón, tienden a creer que las ANP son un lastre al desarrollo económico.

Cuando están relativamente deshabitadas, el régi-men de propiedad no representa serios problemas para la conservación y el manejo de ANP; o bien cuando se trata de terrenos de propiedad del Estado. Sin embargo, cada vez es menos probable, sobre todo en países pobres o en vías de desarrollo, que existan áreas estratégicas para la conservación de la biodiversidad, ecosistemas, especies o recursos naturales, relativamente deshabitadas y/o que tengan una baja densidad de población. Dicho claramen-te, en una cada vez mayor proporción de casos, las áreas estratégicas para la conservación están pobladas y tienen dueños, que son agricultores o campesinos, ganaderos o personas o grupos dedicados a la explotación de recursos naturales. También, en las áreas marinas, hay pescadores dedicados al aprovechamiento de pesquerías.

Desde luego, con mucha frecuencia, todos ellos po-seen derechos de propiedad —como títulos, concesiones, permisos u otros menos formales— sobre la tierra y los recursos. Predominantemente, tales derechos de propie-dad se poseen y ejercen de manera colectiva, principal-mente a través de ejidos y comunidades, en tierra, y de cooperativas u organizaciones de pescadores libres, en el mar. Es común que a su interior haya antagonismos, des-confianza, desconocimiento e intereses divergentes. Esto aumenta de manera formidable los costos de transacción en cualquier iniciativa para crear ANP, no obstante que puedan significar ventajas para muchos actores locales. Una de estas ventajas para los pobladores o propietarios, y que no debe ser soslayada, es la exclusión de grupos no elegibles (por ejemplo, invasores) a ocupar o usar la tierra o los recursos naturales, o el diseño y aplicación de reglas de acceso dentro de ejidos, comunidades y cooperativas,

gracias al decreto, organización y vigilancia del ANP.Consideremos que los habitantes o actores involu-

crados en las ANP generalmente obtienen sus ingresos y posibilidades de subsistencia a través de actividades de explotación de tierras, mares y recursos naturales. Por lo regular estas actividades implican desmontes y quemas de vegetación, destrucción de hábitat, alteración del pai-saje, afectación de cuencas hidrográficas y uso de téc-nicas de alto impacto ambiental (como la agricultura a base de quemas o el uso de ciertas artes de pesca). En todo ello es factible identificar al menos tres problemas fundamentales.

El • primer problema, y el más general, es que la activi-dad y los intereses a corto plazo de los propietarios o comunidades locales tiende a contraponerse a intere-ses regionales, nacionales —o incluso globales— por conservar bienes públicos asociados a ecosistemas naturales. El • segundo problema es que, tratándose de propieda-des colectivas, éstas pueden no ser capaces de excluir a otros actores externos (por lo general, legalmente no elegibles) que tienden a ocuparlas o a explotarlas ilegalmente con o sin el consentimiento de los pro-pietarios. Esto sucede a través de invasiones u ocu-paciones ilegales de predios, de tala ilegal de bosques y pesca irregular, de desmontes como señal de pose-sión de la tierra, y de actividades agrícolas y ganade-ras itinerantes, que llevan consigo la eliminación de los ecosistemas naturales. Es frecuente que esto su-ceda en el contexto de conflictos agrarios, ausencia de regulación pesquera y de una mala definición de derechos territoriales de propiedad. Es una situación de commons externa (entre la comunidad y actores externos), derivada de un problema evidente de ac-ción colectiva: los costos de crear instituciones de exclusión y vigilancia hacia el exterior son elevados y recaen o se concentran en quienes tomen la ini-ciativa. Por su lado, los beneficios son difusos y poco significativos para cada individuo. Es en este caso en que puede ser justificable aplicar el pago por servi-cios ambientales, como instrumento de conservación complementario a la declaratoria de ANP.El • tercer problema (al interior del ejido, la comunidad, la cooperativa o la organización) se presenta cuando no existen reglas o instituciones internas que regulen el acceso a la tierra y/o a los recursos por parte de cada uno de los integrantes de la comunidad propie-

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taria. Es un problema de commons interno. Esta cir-cunstancia surge por dos causas fundamentales. Una es la indefinición individual de derechos de propiedad, que impide la apropiación de rentas y provoca que los recursos se consideren sólo por su valor de uso actual y no como activos. Siendo así, se explotan no hasta el punto en que los costos marginales igualen a los beneficios marginales, sino mucho más allá, mientras la explotación sea rentable para cada uno de los parti-cipantes, esto es, hasta donde los costos totales sean iguales a los beneficios totales. De esta forma, la so-breexplotación va de la mano con la disipación de ren-tas. La otra causa del problema interno de commons se relaciona con los altos costos de la acción colectiva necesaria para construir instituciones locales o comu-nitarias de regulación y vigilancia del acceso y uso de los recursos. Nuevamente, los costos recaerían en los individuos que emprendieran una iniciativa en este sentido, mientras que los beneficios serían difusos y colectivos. Esta dificultad sólo tiene posibilidades sig-nificativas de superarse cuando el valor de los recursos bajo propiedad colectiva es suficientemente alto como para compensar los costos. En cualquier circunstancia habría que enfrentar la oposición de individuos o gru-pos que al interior de la comunidad se benefician (le-gal o ilegalmente) de un acceso ilimitado o privilegia-do a los recursos, como sucede frecuentemente con los bosques maderables que son propiedad de ejidos y comunidades. En este caso, podría sugerirse aplicar el pago por servicios ambientales, con el fin de elevar los beneficios de la acción colectiva comunitaria, hacien-do que éstos superen a los costos. Igualmente, aquí, este instrumento sería complementario a la propia de-claratoria de ANP.

Planteadas estas tres cuestiones o problemas, podre-mos argumentar que la declaratoria o establecimiento y operación de un ANP y el uso de otros instrumentos complementarios (como el pago por servicios ambienta-les), ofrece una contribución importante para resolverlos y para asegurar la conservación de los bienes públicos que se asocian a ecosistemas naturales:

El primer problema, de • conflicto de bienes públicos con intereses de los propietarios, lo resuelve el ANP a través de la regulación o limitación legítima de los derechos de propiedad, al amparo de la Constitución y de las leyes aplicables.

El segundo problema, de • commons externo, también puede superarse gracias al ANP. Ello, en la medida en que existe un mayor escrutinio, fiscalización y vigilancia del área por parte de la autoridad, y tam-bién, en la medida en que su manejo contemple la exclusión efectiva de actores no elegibles o no perte-necientes a las comunidades cuyas tierras o recursos naturales han sido incluidas en el decreto correspon-diente. Este factor puede contribuir a hacer aceptable una declaratoria de ANP sobre las tierras de grupos sociales, propietarios o comunidades locales. Una ex-plicación técnica de ello es que el ANP representa la posibilidad de evitar la disipación de rentas y de au-mentar los ingresos de los habitantes locales. Si el ANP se complementa con el pago por servicios • ambientales, se puede inducir una acción colectiva local orientada a excluir a usuarios o actores no ele-gibles. Esto es, las comunidades locales involucradas en un decreto de ANP tendrían el incentivo de con-vertirse en vigilantes para impedir el acceso y la ex-plotación de recursos por parte de extraños.El tercer problema, de • commons interno, puede igual-mente solucionarse a través de un ANP, en cuanto significa que un agente externo (el Estado) se hace cargo de la regulación del uso del territorio y del ac-ceso a los recursos por parte de los propietarios o miembros de la comunidad. Complementado con un esquema de pago por servicios ambientales, este problema de commons interno podría resolverse en la medida en que se elevan los beneficios de la ac-ción colectiva interna encaminada a regular el acceso a los recursos por parte de los miembros de la propia comunidad.

No obstante todas estas ventajas posibles, lo más probable es que, siendo la conservación el objetivo de un ANP, su existencia y operación van a estar permanente-mente envueltas en conflictos y tensiones con los propie-tarios o comunidades de propietarios. Las regulaciones que implica la declaratoria entrarán en contradicción con sus actividades (agricultura, pastoreo, explotación fores-tal, cacería, pesca, extracción de flora y fauna). Aunque las regulaciones que lleva consigo un ANP sean legítimas y sustentadas en la capacidad constitucional del Estado de limitar derechos de propiedad en nombre del interés público, con frecuencia será necesario introducir alguna transacción compensatoria. Esto, a través de algún ins-trumento contractual (como el pago por servicios am-

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bientales u otros que comentaremos más adelante) y con la finalidad de darle viabilidad política al ANP, de hacerla aceptable para propietarios y habitantes, de reducir los conflictos, y de compensar con algún sentido de justicia los costos de oportunidad de la conservación. Tengamos en cuenta que estos costos son de hecho pagados por los propietarios o usuarios de la tierra y de los recursos naturales, quienes a partir del establecimiento del ANP no pueden seguir explotando a placer la tierra y sus recur-sos naturales. Compensar a los propietarios y pobladores a través de algún instrumento o arreglo contractual será más necesario cuando exista una limitada vigencia de la Ley y del orden jurídico, y cuando prevalezcan condicio-nes de pobreza y falta de oportunidades —como es ha-bitual en la zonas rurales de nuestro país. Conviene decir que una forma de compensación puede ser en ocasiones el turismo ecológico en ANP, al igual que la atracción de financiamiento para investigación científica, o bien, para otros tipos de transacciones compensatorias con los propietarios y pobladores.

Formalmente, las ANP de interés nacional o federal se establecen a partir de un decreto presidencial, o en otros países a partir de una declaratoria del congreso o del poder legislativo.

OrdEnAMIEnTO ECOLógICO dEL TErrITOrIO

El ordenamiento ecológico del territorio (OET) puede ser un instrumento de regulación de uso del suelo, o, en una versión más ligera, un proceso de planeación, o una matriz de contexto que permita tomar decisiones más finas sobre el territorio. En cualquier caso, el OET ayu-da a orientar el emplazamiento geográfico de inversio-nes en infraestructura física y de actividades productivas en general, incluyendo el uso de los recursos naturales. Por cierto, en los hechos, podemos decir que las Áreas Naturales Protegidas son una versión mucho más sóli-da y estricta de OET, y con fines explícitos de conserva-ción. Es útil visualizar al OET como un instrumento de segundo piso en el cual se insertan de manera coheren-te regulaciones territoriales más específicas, como sería el caso de los planes o programas de desarrollo urbano en municipios y las propias licencias de uso del suelo y de construcción, y desde luego, la evaluación de impac-to ambiental de proyectos. Lo ideal sería contar con un OET primero, y después diseñar y aplicar los programas municipales o locales, y tomar decisiones en materia de evaluación de impacto ambiental. Se trataría de un jue-

go de instrumentos a distinta escala aunque coherentes entre sí. Podemos imaginarlos como mapas unos dentro de otros de manera fractal. Por ejemplo, si en un OET regional se contempla la existencia de una zona de uso urbano, el programa municipal (dentro de esa zona de uso urbano) especificaría alturas, densidades y tipos de uso, y también, zonas verdes y de reserva.

Además de ser el OET un instrumento de planeación o normativo básico o de segundo piso, es ideal también para prever impactos acumulativos sobre el territorio y los ecosistemas. Tengamos en cuenta que la mayor par-te de los instrumentos de política pública inciden so-bre actividades o proyectos en lo individual, sin llegar a considerar las capacidades de carga de los ecosistemas, del territorio o de sistemas biofísicos importantes como cuencas hidrológicas, costas y cuencas atmosféricas. Se sabe que cada actividad o proyecto, en sí mismo, pue-de no tener implicaciones ambientales que impidan su aprobación, sin embargo, cuando su número e incidencia sobre una determinada región se incrementa más allá de ciertos límites, los impactos agregados o acumulativos pueden comprometer seriamente el equilibrio y la inte-gridad ecológica.

El OET se basa en la determinación del potencial del territorio terrestre y marino, en función de un posible uso agrícola, ganadero, industrial, pesquero, forestal, urbano, de desarrollo turístico, para infraestructura o para conser-vación. El uso potencial de referencia consiste en determi-nar la capacidad de usar unidades territoriales y sus ecosis-temas sin riesgo de degradación, y debe fundamentarse en un análisis de los intereses públicos frente a los legítimos derechos de propiedad, las necesidades de desarrollo y la dinámica de los mercados relevantes. Todo ello introduce la necesidad de definir unidades territoriales o áreas de es-tudio desde una perspectiva física, ecológica, hidrológica, económica y política o jurisdiccional, y también, tener muy presentes las modalidades y regímenes de propiedad de la tierra en cada unidad territorial.

La base del OET debe ser una regionalización eco-lógica a diferentes escalas del territorio nacional, por ejemplo, con base en zonas ecológicas como lo pueden ser: árida, templada, trópico seco y trópico húmedo. A su vez, estas grandes zonas pueden subdividirse en provin-cias ecológicas, que por su parte se integran por unida-des territoriales geográficas bien definidas en el ámbito terrestre y costero o marino. Con esta base cartográfica el OET se estructura en función de variables como clima, fisiografía, geomorfología, hidrología, vegetación, edafo-

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logía, grado de conservación y valor de los ecosistemas naturales, y propiedad de la tierra. Una vez identificadas las características de la unidad territorial geográfica en términos de las variables mencionadas, se procede en ella a definir políticas de uso que pueden estar orientadas al desarrollo o aprovechamiento, a la conservación o inclu-so a la restauración.

Es preciso advertir que las políticas públicas orienta-das a la regulación de los usos del suelo, como es el caso del OET, pueden ejercer gran influencia sobre el valor de las propiedades; por ejemplo, si el OET limita los derechos de propiedad restringiendo el alcance, tipo y densidad de desarrollo factible de llevarse a cabo en una propiedad de-terminada, reduciendo así su valor. Sin embargo, también el OET puede incrementar el valor de las propiedades. Un ejemplo concreto de ello es el caso de terrenos suscep-tibles o autorizados a urbanizarse y que son adyacentes a las superficies bajo estatuto de conservación, o a zonas destinadas a infraestructura de acceso, como autopistas. Estos terrenos no sólo conservan plenamente su valor comercial, sino que lo incrementan por la plusvalía vincu-lada a las áreas protegidas circundantes o a la infraestruc-tura por construirse en las inmediaciones.

Lo anterior ilustra la necesidad de identificar cuáles decisiones de política ambiental reducen el valor de la propiedad y cuáles lo incrementan, con el fin de acom-pañarlas o de soportarlas, cuando sea conveniente, con acciones de captura de rentas o plusvalías, o con medidas contractuales o transacciones compensatorias.

A pesar de sus virtudes, el OET enfrenta problemas graves para su declaratoria en instrumentación. El pri-mero de ellos es que, de acuerdo con el Artículo 115 Constitucional, son los municipios quienes tienen las fa-cultades para regular los usos del suelo en su jurisdicción, y no una dependencia del Ejecutivo Federal, como es el caso de la autoridad ambiental nacional. Sólo en el mar o en las zonas federales marítimo-terrestres posee el go-bierno facultades para formular e instrumentar un OET. Las oportunidades reales de aplicar un OET en México en el territorio nacional terrestre son muy escasas. Vale la pena enumerar algunas razones:

Hay dificultades palpables de coordinación entre los • gobiernos federal, estatal y municipal, dado el clima de pluralidad y aún antagonismo políticos que hoy prevalece en el país. Aún en caso de llevarse a la práctica el OET, por me-• dio de un esquema de concurrencia entre el Gobierno

Federal y los municipios, los costos de negociación, aplicación y fiscalización (costos de transacción) pueden ser muy altos. El OET tendría que ser expedido legalmente por los • municipios (y/o tal vez por los estados), y no siem-pre existen los instrumentos jurídicos adecuados para ello a nivel local.La mayor parte del territorio nacional corresponde a • propiedades colectivas (ejidos y comunidades) en donde, como todos sabemos, es difícil hacer preva-lecer el orden jurídico, especialmente en materia am-biental y de recursos naturales.En realidad, el OET sólo sería aplicable en terrenos • con derechos de propiedad bien definidos de manera individual, en regiones social y políticamente homo-géneas, con alguna actividad económica predomi-nante fácil de regular y monitorear, y con actores bien informados e interesados en este instrumento (por ejemplo, el corredor Tulum- Cancún).Además, para una aplicación viable del OET, es indis-• pensable que represente beneficios superiores a los costos de formularlo e instrumentarlo, lo cual no es muy claro ni frecuente. Esto significa que, aunque haya perdedores, es importante que un grupo significativo de actores perciba en el OET la oportunidad de rentas o plusvalías. Un ejemplo es el desarrollo turístico, que se beneficia de la calidad y de los valores escénicos, paisajísticos y ecológicos que le puede allegar el OET.

Por estas razones, es muy restringida la utilidad prác-tica del OET en México, fuera del territorio marino y de las zonas federales marítimo-terrestres. En la mayor parte de los casos se limita a ofrecer un instrumento de planea-ción y apoyo a las decisiones de autoridades federales, estatales y municipales. Su relevancia como instrumento de regulación se limita a regiones en donde rija el estado de derecho, y existan los suficientes consensos sociales y políticos sobre sus ventajas.

Las limitaciones que tiene el OET como instrumento de política esgrimido desde el gobierno federal no deben aceptarse de manera resignada. Es importante analizar posibilidades constitucionales para darle al Estado capa-cidades más claras y útiles de tutelar y proteger valores ecológicos, escénicos o históricos extraordinarios, sin que las facultades de los gobiernos locales u otros intereses se interpongan como obstáculos definitivos. Existen expe-riencias atendibles en esta materia en países con régimen federal, como los Estados Unidos, en donde a través de

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la conjugación de diversos instrumentos de política am-biental y sólidas iniciativas y capacidades de gestión en el gobierno, ha sido posible ordenar, conservar y regu-lar grandes extensiones territoriales en las que están en juego importantes intereses públicos relacionados con la biodiversidad, el paisaje y la identidad nacional.2

COnCLuSIón

La historia agraria de México impone retos extraordi-narios para una gestión del territorio equilibrada, que optimice las modalidades de uso del suelo a partir de preferencias sociales y necesidades elementales de sus-tentabilidad. Agudiza el conflicto entre los intereses públicos sobre el territorio y los derechos de propiedad privada en ejidos, comunidades o pequeñas propieda-

des. Resolver el conflicto para establecer el balance in-dispensable exige, por un lado, la aplicación eficaz de instrumentos de regulación y planeación, como son las áreas naturales protegidas y el ordenamiento eco-lógico del territorio, abordados ambos en este artículo. Pero, por otro lado, exige también con frecuencia, cubrir los costos de oportunidad de la tierra al destinarla, por ejemplo, a la conservación. Desde una óptica moder-na y eficiente, es preciso en estos casos echar mano de otros instrumentos que llamaríamos contractuales o compensatorios, que implican una transacción econó-mica entre el Estado y los propietarios. Es fundamental analizar estas posibilidades de política pública de ma-nera integrada, y con aproximaciones específicas a las distintas condiciones sociales, institucionales, econó-micas, y ecológicas del territorio nacional.

2 Babbit, Bruce. 2006. Cities in the Wilderness. Island Press.

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La guerra del agua en Cochabamba: un caso de palabras que hablan mal

Juan Barrera Cordero1

1 Periférico Sur 5000, Col. Insurgentes-Cuicuilco, C.P.

04530, México D.F. Tel. 54.24.64.00, ext.13213; Fax

54.24.54.04. Corero-e: barrerac@ine.gob.mx

Resumen El intenso debate ideológico en torno a la privatización del agua ha oscurecido algunas lecciones fundamenta-les, en particular aquéllas relativas al uso político de la carga simbólica del agua. Por otra parte, las políticas de “privatización del agua” como recurso para el desarrollo de infraestructura, han resultado inadecuadas para ma-nejar los aspectos culturales involucrados en la gestión de los recursos hídricos. El texto a continuación pro-pone un enfoque conceptual alternativo, como marco de referencia para la elaboración de políticas de gestión del agua.

AbstractThe ideological debate over the privatization of water has obscured some key lessons, particularly with regard to the political use of the symbolism of water. On the other hand, policies of privatization of water as a resour-ce for infrastructure development, have proved inade-quate to handle the cultural aspects involved in the ma-nagement of water resources. The text below suggests an alternative conceptual approach, as a framework for developing policies for water management.

Keywords Water and culture, privatization, water simbolism, po-litical use of water.

InTrOduCCIón

La “guerra del agua” en Cochabamba constituye el fra-caso más dramático entre los proyectos de privatización del agua en América Latina. Esta afirmación está basa-da en las amplias resonancias mediáticas del caso, que en su momento fue llamado “una lucha de David contra Goliat” y que tuvo todas las características noticiosas

para recibir una cobertura exitosa en los medios masivos de información a nivel global. Para algunos observado-res, Cochabamba representó “una gran victoria popular contra las fuerzas de la globalización neoliberal” (Lobina 2000). Otros analistas destacaron en cambio que “la verdadera tragedia es que tras cinco años de lucha, los

Palabras clave Agua y cultura, privatización, simbolismo del agua, uso político del agua

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cochabambinos aún carecen de un adecuado servicio de agua potable”, y finalmente hay quien sostiene que, en ausencia de inversiones privadas, “ésta será la situación predecible, no únicamente para ellos, sino para cerca de 130 millones de latinoamericanos” (Forero 2005). Este debate álgido y ampliamente publicitado, convirtió al epi-sodio de Cochabamba en un media-star, mientras que las lecciones perdurables de este suceso aún esperan a ser comprendidas y asimiladas.

En lo que sigue, sostendré que el caso de Cochabamba fue una protesta social enmarcada en tér-minos culturales indígenas, en la que el uso del agua como un poderoso símbolo político tuvo una función central; por otra parte, mostraré que el proyecto de privatización de los servicios de agua potable fue dise-ñado desde el contexto político de las organizaciones financieras internacionales, sin atender al desarrollo de un asidero adecuado en las necesidades y valores de la comunidad local. Desde esta perspectiva, el caso de Cochabamba resultó ante todo un desencuentro entre dos órdenes de discurso. Intentaré demostrar que la na-turaleza subyacente de este conflicto no se encuentra circunstancial o regionalmente constreñido, sino que, en general, los proyectos de manejo privado de recur-sos hídricos para el servicio público enfrentan impor-tantes obstáculos, relacionados con la carga simbólica del agua. Comprender cuándo y cómo pueden hacerse presentes estos obstáculos puede ayudarnos a construir fundamentos más sólidos para las políticas de desarrollo de infraestructura. Para alcanzar este último objetivo, puede ser necesario realizar algunos cambios significa-tivos en los valores centrales de las estrategias de “pri-vatización” y las “alianzas público-privadas”.

PrIVATIzACIón dEL AguA, TEndEnCIAS y FrACASOS En AMérICA LATInA

La Conferencia de Dublín sobre el Agua y el Ambiente, de la Organización Meteorológica Mundial, WMO, en 1992, fue probablemente el momento en que una nueva perspectiva sobre el agua y el desarrollo tomó carta de naturalización en las políticas de las agencias internacio-nales. En esta conferencia, el papel de los mercados fue resaltado como una herramienta para el desarrollo, y el cuarto principio en las resoluciones finales, estableció: “El agua tiene un valor económico, en todos y cada uno de sus usos en competencia, y en consecuencia debe ser reconocida ante todo como un bien económico (…) En

el pasado, el error de no reconocer un papel central al va-lor económico del agua ha conducido a dilapidar y a usar el recurso en forma dañina para el ambiente. Manejar el agua como un bien económico es una estrategia impor-tante para lograr su uso equitativo y eficiente” (WMO 1992).

Posteriormente, a lo largo de la década de los 90, la privatización del agua se convirtió en una política impul-sada por el Banco Mundial (BM) y el Fondo Monetario Internacional (FMI) así como por diversos organismos financieros regionales y bilaterales. Como política, la pri-vatización se ubica grosso modo entre las “reformas eco-nómicas neoliberales”, y fue frecuentemente incluida en los paquetes de “ajuste estructural” y de “terapia de cho-que”, prescritas a diversos países por el BM y el FMI. En este entorno político, los proyectos de privatización se multiplicaron hasta alcanzar un máximo hacia 1997, y a partir de entonces comenzaron a declinar, probablemen-te, como consecuencia de las crisis financieras del sureste de Asia, de Brasil y de México (Budds, 2003). Destacan algunos aspectos generales de este proceso.

Como se mencionó, las políticas de privatización han • sido fuertemente apoyadas por los principales orga-nismos financieros internacionales. Cerca del 80% del mercado se ha concentrado en • unas cuantas corporaciones multinacionales: Suez, Veolia (anteriormente conocida como Vivendi), Thames y Saur (Budds, 2003). Tanto el alcance como los beneficios de los proyectos • han resultado menores a lo esperado. Un debate altamente ideologizado se ha presentado • entre los defensores de la acción del estado y los pro-motores de las fuerzas del mercado con amplia co-bertura en los medios.Aunque se han visto mayormente como casos aisla-• dos, es un hecho que han ocurrido graves conflictos políticos que ocasionalmente han culminado en la ruptura de contratos.

No obstante, los proyectos de privatización se han extendido sobre cuatro continentes, con Latinoamérica ocupando un lugar central en este escenario de acuerdo con las siguientes cifras.

La elevada participación de Latinoamérica en este mercado puede explicarse parcialmente por los siguien-tes factores:

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A La existencia en esta región de un número importan-te de localidades de ingreso y tamaño medios, que resultan muy funcionales a la estrategia de inversión de las corporaciones, la cual ha sido descrita como “pizcar cerezas” (cherry picking).

B El rápido crecimiento de antiguas y nuevas áreas ur-banas, principalmente como consecuencia de las mi-graciones rurales, con el subsiguiente incremento de las necesidades de infraestructura y servicios.

C La consolidación relativamente alta de las firmas loca-les de ingeniería, que facilita la formación de consor-cios, los cuales son preferidos tanto por las corpora-ciones (como estrategia de imagen y para protección de responsabilidades legales), como por los gobier-nos, por diversas razones políticas y económicas.

D La aplicación de alianzas público-privadas y otros es-quemas contractuales innovadores, como cooperati-vas y joint-ventures.

Sin embargo, y a despecho de estos factores, Latinoamérica es también la región donde los proyectos de privatización han encontrado oposición significativa y han ocurrido sonados fracasos.

En términos generales, estos fracasos han seguido un guión semejante. En sus inicios se han caracterizado por altas expectativas, tanto de los inversionistas como del

público, y en consecuencia han recibido fuerte soporte po-lítico, dentro y fuera del país. El proceso ha pasado usual-mente a una desilusión temprana y luego a una creciente lucha de posiciones, con amplia cobertura en los medios, hasta llegar eventualmente al punto de ruptura. Al menos en un caso, Buenos Aires 2004, la decisión de ruptura fue iniciada unilateralmente por la compañía contratada.

LA guErrA dEL AguA En COChAbAMbA, hEChOS ESEnCIALES

Es un hecho bien conocido que, como parte de las con-dicionantes de un préstamo del FMI a Bolivia, en 1998, las autoridades nacionales aceptaron privatizar todas las empresas públicas remanentes en el país, entre las cuales se encontraba la compañía operadora del agua en Cochabamba, conocida como Servicio Municipal de Agua Potable, SEMAPA.

Un año más tarde, en septiembre-octubre de 1999, y en medio de negociaciones cerradas, el gobierno bolivia-no subastó la operación del sistema de agua potable en esta ciudad. La subasta tuvo un ponente único: la com-pañía “Aguas del Tunari”, un consorcio formado por dos socios bolivianos menores, y la “International Water Co.”, una empresa británica cuya propietaria era la Bechtel Corporation, como socio mayoritario.

Tabla 1. Participación de LA en el mercado global de privatización del agua

Países de América Latina con participación privada

Número de proyectos Inversiones (USD x 109, 2001)

Cantidad 15 100 20.7

Fracción del mercado global

35% 49% 52 %

Fuente: adaptado de Budds, 2003 (excepto pequeños proyectos).

Tabla 2. Fracasos de proyectos de privatización del agua en América Latina

Ciudad Compañía Periodo contractual (años)

Fecha de inicio Fecha de término

Buenos Aires, Argentina

Aguas Argentinas (Suez, Vivendi)

30 Mayo 1993 Marzo, 2006

Tucumán, Argentina Aguas del Aconquija, (Vivendi)

30 Mayo, 1995 Octubre, 1998

La Paz-El Alto, Bolivia

Aguas del Illimani (Suez)

30 Julio, 1997 Diciembre, 2006

Cochabamba, Bolivia Aguas del Tunari (Bechtel)

40 Septiembre, 1999 Abril, 2000

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Después de la subasta, el consorcio recibió un con-trato por 2.5 billones de dólares y derechos de concesión por 40 años para proveer servicios de agua potable y al-cantarillado a la población de Cochabamba. Ese mismo mes, el congreso boliviano aprobó una ley (la ley 2029) denominada “Ley de agua potable y saneamiento”, que obligaba a los residentes a pagar el costo del agua en su totalidad, y otorgaba al consorcio derechos plenos sobre los recursos hídricos, incluido el acuífero.

Desde los días previos a la firma del contrato de Aguas del Tunari, las cooperativas de riego de los cam-pesinos, conocidos como “regantes”, que trabajaban con base en un esquema tradicional para la asignación de los derechos, habían comenzado a reunirse con un grupo de profesionales y ambientalistas denominado “Pueblo en Marcha” (PUMA), para examinar en forma conjun-ta las condiciones del proyecto de privatización y sus consecuencias.

El consorcio inició operaciones en noviembre de 1999, y tan sólo pocas semanas más tarde se presen-taron las primeras señales de descontento social. Había sido pactado desde el comienzo del contrato un incre-mento de 35% en la tarifa del agua; sin embargo, esta decisión y otras acciones administrativas de la compañía se sumaron para producir un impacto mucho mayor en los cobros, alcanzando en algunos casos hasta el doble y el triple de los cargos que venían pagándose, y elevando las facturas hasta un 25% del ingreso promedio de los ciudadanos de Cochabamba. Los usuarios locales unie-ron entonces fuerzas con los “regantes” y los comités urbanos, y así nació la “Coordinadora para la defensa del agua y de la vida”, mencionada de aquí en delante como “La Coordinadora”, dirigida por un antiguo obrero y líder sindical llamado Óscar Olivera, quien andaba entonces por los 46 años.

En enero del año 2000, tuvieron lugar las primeras protestas activas, todavía pacíficas. Se declaró una huel-ga general y los activistas erigieron barricadas en dife-rentes rumbos de la ciudad. La ciudad de Cochabamba quedó paralizada durante cuatro días. Estas protestas iniciales comenzaron a generalizarse en el interior del país, involucrando tanto pequeñas poblaciones rurales como importantes ciudades. Las protestas fueron impul-sadas por el contexto de inquietud política permanente, la elevada tasa de desempleo y la situación económica general del país. Los choques de las clases populares con la policía se hicieron crecientemente violentos, y las autoridades perdieron rápidamente el control de los

cuerpos antimotines, quienes comenzaron utilizando gas lacrimógeno, pronto pasaron a usar balas de goma y al final abrieron fuego contra la multitud.

En febrero de 2000, Jim Schultz, un corresponsal del “Pacific News Service” de San Francisco, CA, co-menzó a redactar extensas crónicas sobre los eventos en Cochabamba, y se convirtió en un actor clave para incre-mentar su atractivo y atraer la atención de los medios de todo el mundo.

En marzo, La Coordinadora realizó un plebiscito ex-traoficial cuyo resultado arrojó una mayoría abrumadora de rechazo al proyecto de privatización (97% de cerca de 50,000 votos). El gobierno boliviano, sin embargo, rechazó establecer diálogo y negociar el curso de acción.

Para principios de abril, después de una breve deten-ción del líder de la Coordinadora, cuando había sido lla-mado a negociaciones, fue declarada la ley marcial, los activistas comenzaron a ser arrestados sin garantías y se restringieron las libertades de tránsito. Durante un mítin en la plaza central de Cochabamba, un estudiante adoles-cente fue asesinado por un capitán del ejército boliviano y docenas de personas recibieron heridas de bala.

Como resultado de las últimas movilizaciones, la alian-za entre los políticos locales, los oficiales del Banco Mundial y los representantes de la empresa se vio rota, cuando es-tos últimos huyeron a la ciudad de Santa Cruz, y posterior-mente volaron fuera del país. El gobierno boliviano firmó entonces un acuerdo con La Coordinadora, reconociendo el retiro de Aguas del Tunari, otorgando el control de la operadora SEMAPA a la coalición popular, y ofreciendo la liberación de los activistas detenidos y la derogación de la ley de agua potable y saneamiento 2029.

Los analistas más cuidadosos coinciden en que el conflicto de Cochabamba fue fundamentalmente conse-cuencia de un proyecto pobremente diseñado, así como de la falta de transparencia y participación social durante la gestión del proceso político y la asignación del contra-to. Un factor adicional fueron los términos asimétricos del convenio que, en un contexto de incertidumbre polí-tica y económica, sobrepasaron la capacidad regulatoria del gobierno (Vargas, 2002).

Por otra parte, varios estudios han destacado la im-portancia del contexto social en el que un movimiento popular emergió y se consolidó rápidamente como una organización territorial, que fue capaz de amalgamar gru-pos de interés que en cualquier otro escenario hubiesen mantenido actitudes y perspectivas divergentes (Spronk, 2006).

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La emergencia de esta coalición territorial constitu-ye indudablemente el rasgo individual más destacado del conflicto entre el consorcio “Aguas del Tunari” y la “Coordinadora por la Defensa del Agua y de la Vida”. Por otra parte, este factor es insuficientemente explicado por lo que la mayoría de los analistas coinciden en mencionar como causas inmediatas del conflicto. Descritos en for-ma sucinta, estos “disparadores” fueron los siguientes:

a El incremento inmediato en las tarifas, que superó la capacidad de pago de la mayoría de los usuarios.

b La abusiva cláusula en el contrato que otorgaba al consorcio derechos exclusivos sobre todos los re-cursos hídricos, incluyendo aquéllos que nunca ha-bían sido detentados ni operados por la operadora SEMAPA, sino desarrollados y manejados directa-mente por las cooperativas de agua en los barrios.

c El cobro del agua y las restricciones a las coopera-tivas de “regantes”, que trabajaban en un mercado informal basado en derechos tradicionales; como vía de ejemplo: las consideraciones de la Ley 2029 y los términos de la concesión al consorcio, eventualmen-te negaron a estas cooperativas incluso el derecho a perforar sus propios pozos (Vargas, 2002).

Desde esta perspectiva, el fuerte impacto de los tér-minos de la concesión a la empresa Aguas del Tunari sobre los esquemas tradicionales y socialmente admi-nistrados de derechos sobre el agua constituyó un factor clave para la movilización de grandes grupos de usuarios. Sin embargo, la verdadera cuestión es explicar por qué y cómo esos grupos inicialmente movilizados encontraron tierra fértil para consolidarse en un amplio movimiento de manera rápida y efectiva.

AguA E IdEnTIdAd POLíTICA IndígEnA

Uno de los principales factores de este entorno favorable para la movilización popular fue la dinámica demográfi-ca que ocurrió en Cochabamba a partir de los años 70, la cual llevó a cuadruplicar la población de esta ciudad al arribar al año 2000 (Finnegan 2002). La mayoría de los inmigrantes fueron campesinos de las zonas rurales circunvecinas o antiguos mineros procedentes de la zona del “Altiplano” (la región en Bolivia donde están locali-zadas las minas de estaño); el efecto neto de la llegada de estos inmigrantes a los asentamientos periféricos de la ciudad fue generar una mezcla de identidades étnica y de

clase, que a su vez modificó la cultura organizacional de los barrios. Un resultado fundamental de estos cambios demográficos fue el fortalecimiento de la identidad indí-gena, y como consecuencia la religión y cultura indígenas fueron más y más capaces de jugar un papel central en las actitudes y conductas de estas legiones de nuevos pobla-dores de los suburbios (Spronk, 2006).

Los cambios demográficos y culturales permitieron vincular la problemática local del agua con la dinámica del proceso democrático multicultural que estaba ocurriendo en Bolivia, cuyo origen puede trazarse hasta la Ley de Participación Popular, de 1994, y la reforma a la legisla-ción agraria, de 1996. Ambas leyes se construyeron en gran medida con base en los modelos de participación y cultura indígenas, y de hecho otorgaron estatus legal a las organizaciones políticas populares. Estas organizacio-nes populares, a su vez, daban un lugar preponderante a los derechos jurisdiccionales de naturaleza colectiva y he-reditaria sobre los recursos naturales. En esta perspecti-va, la comunidad se constituye como titular de derechos soberanos sobre el aire, el agua, la tierra y los recursos del subsuelo, dentro de los límites de lo que considera su dominio o “territorio” (Albro 2006).

Para ilustrar el impacto que estos factores cultura-les pueden ejercer sobre el imaginario colectivo, puede ser útil describir el ritual conocido como “yaku-cambio” (yaku significa agua en Quechua, mientras que “cambio” en español significa tanto transformación como intercam-bio, por lo que una traducción posible sería “transforma-ción a través del intercambio de agua”). “Yaku-cambio” es un ritual para atraer la lluvia que los pueblos Quechua realizan en los años de sequía, durante el cual los miembros de la comunidad intercambian porciones de agua recolec-tadas en diferentes regiones de la provincia. El simbolismo ceremonial está orientado a reforzar la identidad del grupo y la unidad del pueblo con la tierra y el agua, enfatizando la propiedad comunitaria de los recursos naturales, y reali-zando una recreación y balance simbólicos de la estructura social del grupo. La ceremonia también ayuda a construir lazos de solidaridad y a mantener unida la comunidad en los periodos de sequía, cuando la escasez del líquido estimula las actitudes y conductas competitivas (Sikkink 1997).

En los días previos a la ceremonia, los miembros de la comunidad reúnen agua, así como hierbas medicinales, pescado seco, plumas y conchas, para simbolizar todo el orden de cosas en el que el agua se encuentra imbricada. Durante el ritual, los danzantes mezclan e intercambian sus porciones de agua, y luego las esparcen sobre la tie-

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rra. El agua se hace circular a través de la asamblea comu-nitaria de una manera análoga a la circulación continua que el elemento mantiene en el entorno natural. A través de este proceso, se efectúa una recreación simbólica de la comunidad y se espera alcanzar el cambio buscado en el clima (Sikkink 1997).

En la guerra del agua en Cochabamba, la coalición po-pular barrió el campo político en una forma tan drástica que al final del conflicto el congreso de Bolivia emitió una nueva legislación que reconocía las prácticas comunitarias tradicionales y protegía los sistemas de abastecimiento de agua independientes. Esta nueva legislación, si bien fue una victoria resonante en términos simbólicos, aún no ha sido completamente implementada (Finnegan, 2002).

Al llegar a este punto conviene clarificar que mi pro-pósito no es sugerir que la ceremonia ritual “yaku-cam-bio” constituyó una causa suficiente para la creación de una coalición popular que posteriormente se opuso con éxito a los objetivos del consorcio internacional y del gobierno de Bolivia. Mi intención, en cambio, es mostrar que la cultura es un asunto importante, de he-cho muy importante, incluso en cuestiones donde su influencia, hasta ahora, ha sido más bien insospechada, como es el caso de los proyectos de desarrollo de infra-estructura hidráulica.

PrIVATIzACIón y OTrOS COnCEPTOS POLíTICOS

Si detrás de las revueltas indígenas contra las políticas gubernamentales podemos adivinar la sombra de un con-flicto entre concepciones culturales divergentes, ¿qué es lo que yace detrás de la promoción de políticas de ma-nejo privado de los recursos naturales? Para responder esta pregunta es necesario mirar más de cerca las reso-nancias semánticas de conceptos como “privatización” y “alianzas público privadas”, que se han empleado en este contexto.

La tabla 3, en la página siguiente, resume un conjun-to de hallazgos sobre los significados del término “priva-tización”; se incluye un examen similar para el caso de la expresión “alianzas público privadas”, ya que ésta sue-le utilizarse como un sinónimo de “privatización”, o en ocasiones como un eufemismo para ciertos arreglos pri-vatizadores. Es conveniente adelantar que los diferentes usos de la expresión “alianzas público privadas” pueden traslaparse e igualmente admitir que algunas descripcio-nes pueden resultar polémicas. La entrada principal del

diccionario Webster para la palabra “agua” se incluye para efectos de contraste y comparación.

Nuevamente, es adecuado detenerse para reconocer que el diccionario Webster contiene 137 entradas para “agua”, lo que estoy tratando de comparar no es el núme-ro de acepciones, sino su carácter claro y concreto, mejor que vago o difuso. En cada una de estas 137 acepciones reconocidas el referente denotativo para “agua” es: “el lí-quido que cae de las nubes, corre en arroyos y ríos, forma lagos y mares, y cuya fórmula química es H

2O”.

Lo que se hace evidente, es que las expresiones “pri-vatización” y “alianzas público privadas” cubren una amplia variedad de arreglos organizacionales, que tienen su origen mayoritariamente en contextos políticos y so-ciales bien alejados de los pueblos y culturas en los que se busca hacer funcionar los esquemas de privatización. Los aspectos más relevantes de esta feria de termino-logía son su origen en el cuerpo de conocimientos abs-tractos de la ciencia económica, y su posterior vida como conceptos ideológica y políticamente disputados en el mundo real. La naturaleza polémica de estos conceptos y su aplicación controvertida constituyen la tierra fértil en la cual creció el ruidoso debate mediático entre los defen-sores de las políticas privatizadoras y sus descontentos.

En breve, lo que existe detrás de las políticas privati-zadoras es, en el mejor de los casos, una discusión sofis-ticada entre economistas acerca del papel que sus teorías pueden jugar en los problemas de gobernanza, y en el peor, un debate ideológico entre fundamentalistas del capital contra fundamentalistas del estado.

Mi intención aquí no es sugerir que todo este asunto es pura palabrería, o que el tema carece de seriedad; por el contrario, la primera lección de un debate conceptual es que las palabras importan, y en realidad importan bastante. Lo que busco destacar es la naturaleza contrastante de las cuestiones retomadas por la palabra “agua” en el discurso de los habitantes de Cochabamba, y aquéllas referidas por la ciencia económica cuando discute acerca de “esquemas de privatización” y “alianzas público privadas”.

Hemos visto cómo el pueblo de Cochabamba cier-tamente no consideraba el agua como una mercancía para ser vendida, sino como un bien común que debe manejarse en concordancia con creencias y prácticas an-cestrales (Spronk, 2006). En agudo contraste con esta forma simbólica de concebir la relación de la comunidad humana con el agua, el consorcio Aguas del Tunari indu-dablemente dedicó muy poco tiempo a pensar quiénes eran y cómo pensaban los presuntos clientes de su futura

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Tabla 3. Análisis de posibles significados de “privatización” y “alianzas público-privadas”

Privatización1 Alianzas público privadas, APP2 Agua

La privatización denota una variedad de prácticas orientadas por la lógica de mercado, cuyo propósito es controlar el crecimiento de las agencias de gobierno y crear una di-ferencia significativa en ciertos valores clave de las organizaciones, como es el caso de la eficiencia

APP como reforma de gerencia: Una he-rramienta innovadora para transformar las dependencias de gobierno, con base en el modelo de las prácticas empresariales. La premisa esencial es que las habilidades ne-cesarias para encontrar nuevos mercados, incrementar la productividad, y superar a la competencia, pueden mejorar el desempeño de los gobiernos

El líquido que desciende de las nubes, forma ríos, lagos y mares, y es el constituyente prin-cipal de toda la materia viviente; que cuando es puro es inodoro e incoloro, y muy escasa-mente compresible; cuya fórmula química es H2O, que tiene apariencia azulada cuando se encuentra en capas profundas, que con-gela a 0 °C, hierve a 100 °C, tiene densidad máxima a 4 °C, y un elevado calor específico; que se encuentra débilmente ionizado en iones hidronio e hidroxilo; que es un pobre conductor de la electricidad y es el líquido que más sustancias disuelve (Merriam-Webster on-line dictionary)

Las prácticas privatizadoras de hecho existen, sin embargo, su significado último es motivo de polémica. Sus impactos, importancia y deseabilidad son objeto de debate

APP como cambio de problema: un enfoque que permite a los oficiales de gobierno refor-mular los problemas que enfrentan, de mane-ra que puedan ser atractivos para la participa-ción del capital privado que busca beneficios

Privatizacion es un término que enmascara una cantidad de realidades, que de hecho resultan opuestas a sus pretendidos valores: a) los rentistas privados sustituyen a los burócratas rentistas que buscan eliminar; b) el carácter público de un bien o servicio no depende del arreglo organizacional que pro-porciona el servicio; c) la privacidad es una realidad que tiende a disminuir en una socie-dad en la que la privatización crece

APP como regeneración moral: una práctica que introduce a los funcionarios públicos en la lógica de las actividades empresariales, con objeto de fortalecer su carácter y estimular sus habilidades para la resolución creativa de problemas

APP como desviación del riesgo: una alterna-tiva para atraer capital privado en proyectos de infraestructura y en otras actividades intensivas en capital . En esencia, un conjunto de estrategias para lograr la participación del capital y/o expertise del sector privado en actividades potencialmente lucrativas.

Privatización se convierte en un término auto-referente, empleado en el contexto de discursos abstractos junto con una cantidad de abstracciones semejantes. La palabra privatización carece de un referente concreto en el mundo real

APP como reestructuración del servicio públi-co: un arreglo para aliviar la carga burocrática en el desempeño de ciertas actividades, y para desregular las relaciones laborales mediante la sustitución de empleados públicos, por fuerza de trabajo del sector privado

APP como instrumento para compartir recur-sos: un arreglo que reformula la relación entre las empresas y el gobierno, sustituyendo el comando-y-control, por la cooperación, y la distribución de responsabilidad, conocimiento y riesgos

1 Adaptado de Miller & Simmons, 19982 Adaptado de Linder, 1999.

empresa en Cochabamba. Los ejecutivos de la compa-ñía eran ingenieros recién llegados al país, y el director designado llegó a declarar que si la gente no pagaba sus facturas, el servicio simple y llanamente sería suspendido (Finnegan, 2002).

Una evidencia adicional de la naturaleza divergente de estos discursos la proporcionó el hecho que, después del conflicto, los representantes del Banco Mundial nun-

ca más se reunieron con los líderes de La Coordinadora. Cuando el tema de la privatización quedó fuera de la discusión, perdieron todo interés ulterior por el agua (Finnegan, 2002). Por otra parte, y de acuerdo con to-dos los reportes, los cochabambinos nunca consideraron elaborar un plan B para financiar su compañía operadora de servicios (SEMAPA), únicamente se dieron por satis-fechos con exclamar: ¡Ganamos: el agua es nuestra!

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Sin embargo, el dato más significativo es que el cho-que de discursos que ocurrió en Cochabamba podría pre-sentarse nuevamente en otro lugar, de hecho vale la pena intentar un examen más detenido del asunto, pues en rigor:

Tanto la carga simbólica del agua, como el carácter • esencialmente simbólico del pensamiento humano tienen alcance universal.Las fuerzas económicas van a continuar dirigiendo • aspectos esenciales de la globalización en el futuro previsible. Las presiones para manejar el agua como “una re-• sponsabilidad compartida” (UN 2006), seguirán manifestándose en forma creciente.

CArgA SIMbóLICA dEL AguA y EnFOquES dE POLíTICA

Es un lugar común mencionar que el agua se encuentra en el centro de un sinnúmero de tradiciones religiosas y culturales. Con el mismo énfasis con que es considerada un insumo irremplazable y fundamental para la vida so-cial y la actividad económica, el agua es descrita como una sustancia santa, sagrada y purificadora. De hecho, el agua remite recurrentemente a la noción de un puente entre lo sagrado y lo profano, entre el cielo y la tierra, entre la naturaleza y el mundo humano.

Para ser honestos, ni aquéllos que consideran el agua como una sustancia santa y purificadora honran siempre

sus creencias, ni aquéllos que la valoran ante todo como un bien económico se encuentran siempre listos para pa-gar sus facturas a precios justos. La mayoría de nosotros actuamos como usuarios renuentes y herejes contamina-dores. Sin embargo, esta conducta inconsistente no es un obstáculo para que, bajo las circunstancias adecuadas, las creencias subyacentes no puedan emerger, convirtiendo el manejo de elementos simbólicos en un problema polí-tico prominente.

Para manejar mejor estas situaciones, necesitamos hacer dos cosas: lograr una comprensión más profunda de los factores culturales y desarrollar marcos de política más comprehensivos. La Tabla 5 muestra algunos enfo-ques conceptuales de políticas. La privatización de los sistemas de gestión del agua, es la política impulsada por el Banco Mundial y el Fondo Monetario Internacional, entre otros. “Manejo Integral de los Recursos Hídricos” es la política que sostiene actualmente el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente, PNUMA. La tercera columna es una propuesta para hacer este último enfoque más comprehensivo.

“Privatización del agua” es una divisa fallida. Como hemos visto, en una situación determinada no hay nada más fácil que disociar el concepto y exclamar: ¡Agua sí! ¡Privatización no! La expresión Manejo Integral de los Recursos Hídricos (MIRH) está basada en el concepto del agua como un bien económico, y en consecuencia retiene un sentido utilitario. Mi intención al proponer la denominación “Manejo y cuidado integral del agua”, es trascender el enfoque antropocéntrico del “bien

Tabla 4. Principales cargas simbólicas atribuidas al agua

Ejemplos

Sustancia purificadora y sagrada Las tres principales religiones monoteístas del mundo consideran que la pureza del agua es un caracterís-tica transmisible, y que, en consecuencia, elimina la contaminación y la impureza del alma y el cuerpo, ya sea en las abluciones que los musulmanes realizan antes de presentar sus oraciones, o mediante el bautis-mo cristiano, o a través del ritual de purificación que las mujeres judías realizan después del parto.

Relatos de origen de los pueblos En el inicio del Éxodo, Dios abrió las aguas del Mar Rojo, secando su lecho para que los israelitas pudiesen cruzarlo y burlar a sus perseguidores. Tenochtitlán, la metrópoli indígena que fue el antecedente inmediato de la actual capital mexicana, fue fundada cuando los mexicas identificaron el término de su peregrina-ción, al encontraron un águila posada sobre un nopal en un islote ubicado en el centro de un lago y devo-rando una serpiente. En la actual Ghana, una leyenda de los Ouagadou menciona a un tótem antecesor, el dios serpiente, que era el guardián de los pozos y protector de la fecundidad del pueblo.

Vínculo entre la naturaleza y el mundo humano

Los Quechuas de Sudamérica, interpretan al agua como una parte de su cultura, y de la misma manera lo hacen los Berebere del norte de África, y los Baruya de Nueva Guinea. Estos pueblos comparten un siste-ma de cosmogonía antropocéntrica, en que la humanidad y el orden universal se consideran entrelazados dentro de un todo significativo.

Adaptado de Larbi-Bouguerra, 2006.

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económico”, así como introducir connotaciones de valor y encanto, y el sentimiento de responsabilidad hacia un bien que contiene un valor intrínseco.

COnCLuSIOnES

En Cochabamba, entre septiembre de 1999 y abril de 2000, La Coordinadora y el pueblo estaban interesados ante todo en el agua, con toda la carga simbólica subya-cente que las culturas Quechua y Aymará atribuyen a esta sustancia. Por otra parte, cuando los ejecutivos del consor-cio Aguas del Tunari, los oficiales de gobierno boliviano y los funcionarios del Banco Mundial hablaban de “privatiza-ción” manejaban esencialmente consideraciones políticas y económicas. El choque entre ambos grupos de interlo-cutores fue de hecho una guerra de palabras, o un caso de “palabras que hablan mal”.

Ciertos argumentos llevan a pensar que obstáculos importantes relacionados con la naturaleza simbólica del agua pueden surgir en los proyectos de privatización de los servicios de agua. Estas consideraciones también apoyan la importancia de desarrollar enfoques alternativos en las políticas de desarrollo de infraestructura y gestión de pro-yectos de agua.

En el futuro cercano, los enfoques en materia de ges-tión del agua deberán incluir no únicamente elementos técnicos, administrativos y políticos, sino además tomar en consideración los aspectos éticos y culturales. Desde esta perspectiva, el término “privatización del agua”

debe considerarse como un enfoque de mercadotecnia social fallido.

El término “Manejo y cuidado integral del agua” es propuesto como una denominación alternativa para in-corporar connotaciones valorativas y culturales. Este en-foque puede proporcionar un marco conceptual más am-plio y un sustento más sólido para el diseño de políticas de desarrollo de infraestructura y proyectos de extensión de servicios.

A primera vista, un ritual indígena para atraer las llu-vias puede parecer ingenuo y carente de racionalidad científica. ¿Pero qué ocurre si trasladamos este enfoque a una escala global? ¿Qué pasa si nos pensamos a no-sotros mismos como una parte integral del ecosistema, y nos hacemos a la idea que realmente pertenecemos a este lugar? ¿Qué ocurre si pensamos que sólo tenemos una cantidad limitada de recursos naturales, y que este pequeño planeta azul es el único lugar en el universo que tenemos disponible para vivir y morir? Vistas así las co-sas la lógica del yaku-cambio no parece tan descabellada. Ciertamente, no para mí.

bIbLIOgrAFíA

Albro, R. 2006. The Culture of Democracy and Bolivia’s Indige-

nous Movements. Critique of Anthropology 26: 387.

Budds, J. y G. McGranahan. 2003. Are the Debates on Water Pri-

vatization Missing the Point? Experiences from Africa, Asia

and Latin America. Environment and Urbanization 15: 87.

Tabla 5. Examen semántico del marco conceptual de políticas

Privatización del agua (BM, FMI, etc.)

Manejo integral del recurso hídrico (ONU-PNUMA).

Manejo y cuidado integral del agua (propuesta)

Privatizar: transferir un bien del control o régimen de propiedad pública al de propie-dad privada

Manejo : conducir o dirigir con habilidad. Ejercer dirección, supervisión, y rol ejecuti-vo en alguna organización o actividad

Manejo: conducir o dirigir con habilidad. Ejercer dirección, supervisión, y rol ejecutivo en alguna organización o actividad

Alternativamente: análisis de la tabla 3 Integral/íntegro: constituido por una entidad no disminuida, que no carece de nada esencial. Dícese en particular de un bien que no ha sido dañado

Cuidado: atención y manejo que implican respon-sabilidad hacia algo o alguien. Capacidad de juicio para evitar el daño o peligro

Recurso: una fuente de ayuda o apoyo que puede ser requerida en caso de necesidad. Una fuente asequible de riqueza nueva o conocida, que puede utilizarse en caso necesario

Integral/íntegro: constituido por una entidad no disminuida, que no carece de nada esencial. Dícese en particular de un bien que no ha sido dañado

Recurso: una fuente de ayuda o apoyo que puede ser requerida en caso de necesidad. Una fuente asequible de riqueza nueva o conocida, que puede utilizarse en caso necesario

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Libertad y responsabilidad en la divulgación de problemas ambientales Ana María Sánchez Mora1

1 Dirección General de Divulgación de la Ciencia-UNAM

ResumenLa comunidad científica califica el cambio climático como el mayor desafío que los humanos hayan enfren-tado, y nos advierte que debemos responder inmedia-tamente a la amenaza si hemos de evitar sus peores consecuencias. Para generar esa respuesta en el público se requiere una divulgación efectiva, pero las dificulta-des son numerosas; entre las obvias están la falta de cultura científica del público aunada a la complejidad técnica de la explicación de las causas, las consecuen-cias y los métodos para mitigar los efectos del cambio climático. Por otro lado, la percepción de que hay una controversia científica conduce al público a posponer su preocupación. Sin embargo, hay otros obstáculos de índole política y ética, más profundos, polémicos y complejos. Este texto discute la conveniencia de divul-gar un tema científico de importancia vital, como es el cambio climático, exponiendo también las visiones no ortodoxas y fuera de lo trivial.

AbstractThe scientific community describes climate change as the biggest challenge that humans have faced, and warns us that we must respond immediately to the threat if we are to avoid its worst consequences. To generate such a response is required effective public disclosure, but the difficulties are numerous: among the obvious there is the lack of scientific culture of the public coupled with the technical complexity of the explanation of the causes, consequences and methods to mitigate effects of climate change. Furthermore, the perception that there is a scientific controversy leads people to postpone their concern. However, there are other obstacles, political and ethical, more profound, controversial and complex. This article discusses the desirability of disclosure of a scientific subject of vital importance, as climate change, stating also unorthodox views and beyond the trivial.

dIVuLgACIón dE ASunTOS POLéMICOS. EL CASO duESbErg

Hace algunos años ocurrió un pequeño escándalo en el seno de la comunidad de divulgadores de cierta depen-dencia de la UNAM. Llegó a su comité editorial un ma-nuscrito recomendado por el Instituto de Biotecnología. No es éste el lugar para reseñarlo, pero el texto era ex-celente: una atinada combinación de estilo periodístico y suspenso. Trataba de cuestiones sumamente especializa-das, por lo que los lectores potenciales requerían de una

cierta preparación científica para comprenderlo y disfru-tarlo. El dictamen fue positivo, tanto por sus cualidades literarias como por lo novedoso del tratamiento y el inte-rés del contenido, y el libro se tradujo y se publicó.

Un colega divulgador lo leyó recién salido de la impren-ta y dejó oír una voz de airada protesta: ¿cómo era posible que la Dirección de Divulgación de la UNAM publicara una invitación al suicidio de los seropositivos VIH?

El libro trata de la vida de Peter Duesberg, laureado investigador de origen alemán que identificó el primer oncogene en los años sesenta. La virología lo llevó a inte-

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resarse por el VIH, y tras estudiar el estado de cosas des-de el inicio de la epidemia del sida hasta las últimas tera-pias antisida, emitió una hipótesis contraria al paradigma: el VIH no causa el sida, es sólo un virus oportunista en un cuadro de inmunodepresión originado por otras causas; uno de los apoyos estadísticos-epidemiológicos a esta hi-pótesis era la extremadamente baja cuenta de partículas virales en los enfermos. El establishment científico pri-mero se interesó levemente; pero pronto, principalmente con el editor de la revista Nature como intermediario, se le pidió a Duesberg que se retractara y se dedicara a lo suyo: la biología molecular del cáncer. Encabezó el cli-ma de linchamiento el tristemente famoso Robert Gallo. Duesberg no obedeció, y pagó las consecuencias: el os-tracismo de la comunidad y luego el descrédito. Pero uno de sus discípulos, el escritor del libro en cuestión, relató con pelos y señales la historia de la controversia.

Los divulgadores y científicos muy críticos no se can-san de decir que la labor divulgativa es deplorable si sólo comunica datos sin contexto, es decir, sin exponer la ma-nera de argumentar y de hacer investigación para llegar a esos datos así como sus alcances. Si algo tiene Unbuttering his own bread (por cierto, bautizado con el atractivo y po-pulachero título en español de Oncogenes, aneuploidía y sida) es justamente poner una controversia científica en contexto, mostrar los entretelones de la empresa científica, poner los resultados a discusión, humanizar a los grandes héroes de bata blanca, etcétera. Pero todo esto está bien al hablar de la teoría heliocéntrica, del neutrino, o del últi-mo fósil encontrado. “Cuando se trata de la salud y la vida humana”, sentenció mi colega, “no se puede ser irrespon-sable. No deben ventilarse controversias peligrosas para el público; es necesario censurarlas en aras del bien social, y sólo mostrar los resultados ortodoxos”. ¿No se nos pedía, como parte de la buena divulgación, que mostráramos to-das la hipótesis alternativas? Sí, pero no siempre. Hay que tener criterio. La censura es a veces necesaria.

El caso era tragicómico: en primer lugar, porque el “público” requería casi un doctorado en bioquímica para entender cabalmente el contenido; luego, porque ni el autor, Harvey Bialy, ni Duesberg hacían recomendación alguna (aunque no pasaba desapercibida su crítica a los agresivos tratamientos antisida). Pero nuestro colega condenó la levedad de juicio de comité, dirección, insti-tuto y hasta universidad, por haber dado a la luz una idea nociva e incluso criminal, presuponiendo una ausencia de criterio en los lectores y una incapacidad para sopesar argumentos y formarse una opinión.

Pero lo más enojoso fue que, como si se tratara de un cuento de Chéjov, el colega, para evitar los males que preveía (enfermos que abandonaban su tratamiento sal-vavidas, sanos que dejaban de lado toda precaución), dejó filtrar a los medios masivos algo de lo que, estoy segura, de otra manera ni se habrían enterado. El es-cándalo entonces sí fue mayúsculo, y la información ya fuera de contexto circuló profusamente, aunque no así el libro de Bialy.

El caso Duesberg se apagó un par de semanas des-pués, pero no en mi mente. Me dejó con una feroz lucha interna entre las nociones de responsabilidad y libertad, y la necesidad de autocensura al divulgar temas científicos donde tales nociones son aplicables. Y justo ahora, con la compleja y amenazante problemática ambiental sobre nosotros, me pregunto si es un caso semejante de “suici-dio colectivo conducido” mostrar que se tienen dudas o críticas hacia ciertos temas ecologistas.

LA dIVuLgACIón dEL CAMbIO CLIMáTICO

Hay temas divulgativos que no tienen pierde, pues el público los hace suyos de inmediato: astronomía y cos-mología, sexo y medicina, algo de tecnología. El ecolo-gismo/ambientalismo se posicionó rápidamente entre éstos: ¿quién podría oponerse a que no se maten ballenas ni se contaminen los hábitats? ¿Es posible estar en contra del desarrollo sustentable y de que salvemos el planeta? Nadie podría desear un futuro catastrófico para sus nie-tos, ni la desaparición de la especie humana, ni la pérdi-da de la riqueza que nos ha dado la evolución. Al Gore nos conmueve y nos deslumbra: reciclamos la basura, ya no desperdiciamos tanta agua y hasta nos volvemos vegetarianos.

Aparentemente durante los últimos tres decenios se ha producido una grave degradación del entorno natural (o quizá una mayor toma de conciencia por parte del pú-blico); los problemas ecológicos son hoy una preocupa-ción mundial que ha dado lugar a movimientos organiza-dos en torno a la defensa del ambiente para impedir una mayor degradación y revertir la situación en la medida en que sea posible.

Dice M. Castells en “El reverdecimiento del yo: el movimiento ecologista” (1997): “Si hemos de evaluar los movimientos sociales por su productividad histórica, por su repercusión en los valores culturales y las insti-tuciones de la sociedad, el movimiento ecologista del último cuarto de este siglo se ha ganado un lugar desta-

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cado en el escenario de la aventura humana. En los años noventa, el 80% de los estadounidenses y más de dos tercios de los europeos se consideran ecologistas; es difí-cil que un partido o candidato sea elegido para un cargo sin “reverdecer” su programa; tanto los gobiernos como las instituciones internacionales multiplican programas, organismos especiales y legislación para proteger la natu-raleza, mejorar la calidad de vida y, en definitiva, salvar la Tierra, a largo plazo, y a nosotros, a corto plazo”.

Los comunicadores de la ciencia (divulgadores y periodistas) no se han quedado atrás en los esfuerzos por exponer los problemas ambientales y sugerir accio-nes para detenerlos. Han acudido a imágenes técnicas y sentimentales, a discursos solidarios y apocalípticos. Tras hacerse público el peligro debido al cambio climático, ha habido una presencia constante de este tema en los me-dios. Sin embargo, divulgarlo ha resultado una empresa con muchas dificultades.

En su artículo “Divulgando el cambio climático”, C. Roser-Renouf y E. Maibach resumen los obstáculos que enfrentan los comunicadores de la ciencia. A pesar de miles de artículos científicos publicados sobre el cambio climático (todos ellos de acuerdo con que el cambio cli-mático es un hecho y se debe a las actividades huma-nas), muchos periodistas sin mayores conocimientos o argumentos se inclinaron por reportar voces opositoras de unos cuantos científicos escépticos, dejando la falsa impresión de una controversia en la mente del público. Así, mucha gente cree que si los científicos están toda-vía indecisos, cualquier legislación o acción individual es prematura; además, es más cómodo, simple y económico conservar los hábitos personales.

Otro obstáculo es la pobre cultura científica general, y el cambio climático implica conceptos particularmente complejos, por lo que el público se abstiene de buscar por sí mismo información sobre el tema. Si no se compren-den las causas del cambio climático, será difícil valorar las opciones propuestas para mitigar su impacto y aun más para emprender las acciones apropiadas. Así, un público informado requiere una comprensión mínima del efecto invernadero.

Una dificultad más es la confusión entre el agujero en la capa de ozono y el cambio climático. Este último, en contraste con la metáfora de un escudo que nos pro-tege (la capa de ozono), no tiene asociada una imagen que le permita al público captar el peligro inmediatamen-te. Además, un “cambio de clima” no suena como algo dañino, y dada la confusión generalizada entre clima y

tiempo (weather), puede interpretarse como algo más bien positivo. Y muchos de los que sí se dan cuenta del peligro ubican sus consecuencias en el futuro lejano so-bre otras latitudes, pues el cambio climático tiene efectos teóricamente graduales y a largo plazo que no pueden ser observados fácilmente por los individuos aislados. “Según las proyecciones más recientes”, dice una noticia, “la temperatura global podría aumentar entre 1.4 y 5.8 grados entre 1990 y 2100”, y nos congratulamos de que apenas es el año 2009.

Aquellos que admiten que estamos en peligro saben que el cambio climático es real, que los humanos lo están causando, que sus efectos son negativos, y que el pro-blema tiene solución. Aunque mucha gente ya está con-vencida de los dos primeros puntos, los otros dos siguen siendo poco comprendidos. Entonces, los comunicadores se ven tentados a asustar a la gente para que se percate de la gravedad de la situación, con el fin de despertar al menos su instinto de autoprotección. Sin embargo, hay quienes advierten que utilizar el miedo para divulgar el cambio climático es contraproducente, porque puede conducir a la negación, el rechazo, la distorsión o la des-esperanza: para qué molestarse en conservar la energía o en plantar árboles, si de todos modos nos vamos a morir como moscas. ¿Cómo divulgarlo sin que el mensaje sea un tiro por la culata? Los autores concluyen que la res-puesta es darle a la gente esperanzas y opciones útiles para lidiar con la amenaza: cualquier mensaje que nos ad-vierta sobre los peligros deberá también claramente pro-poner soluciones que sean tanto efectivas como factibles y que inciten al apoyo, sin dejar de explicar y de insistir en que el cambio climático es una cosa seria.

Todo lo anterior es digno de tomarse en cuenta. Pero nadie nos dice cómo hemos llegado a enfrentar un pro-blema tan grave. No me refiero a la historia “convencio-nal”, en la que todo arranca con la Revolución Industrial y sus fábricas contaminantes; luego sigue el progreso científico-técnico, con su apropiación de la naturaleza, la quema de combustibles fósiles y la bombas atómicas. Nos parecía que, salvo por las pasadas emergencias en Los Ángeles y Londres (y en algunos otros lugares que no figuran tanto), la contaminación estaba “bajo con-trol”. Y de pronto, en tan sólo 10 años, el problema se ha agravado notablemente, y todos somos responsables de que no se deteriore más el planeta. Pero, ¿ésta es toda la historia? ¿A qué se debe la inminente amenaza? ¿Cuál es la fuente de peligro, más allá de lo que la versión co-rriente nos informa? Sería absurdo, cuando hablamos de

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deterioro ecológico, referirnos a un solo país o a una sola generación, porque por ahora compartimos un solo pla-neta; pero ¿hablamos del mismo “todos” cuando deci-mos “todos somos responsables” y “todos estamos en peligro”? Las respuestas tienen que ver con la naturaleza de la civilización capitalista.

En “Ecología y costes de producción capitalistas: no hay salida”, I. Wallerstein dice: “El capitalismo es un sis-tema que tiene una necesidad imperiosa de expansión en términos de producción total y en términos geográficos, a fin de mantener su objetivo principal: la acumulación incesante”. Ya desde sus multicitados libros Utopística y El fin del liberalismo, Wallerstein había advertido sobre cuál sería el siguiente paso del sistema capitalista ante el agotamiento de las fuentes naturales de abastecimien-to para su producción: un viraje neoliberal que reconoce los problemas ecológicos superficialmente (lo que no los hace menos graves), luego busca culpables fuera del pro-pio sistema, y propicia que existan movimientos oposito-res a los que intenta manipular o absorber; todo ello, para mantener el statu quo.

Lo anterior se ha ido revelando poco a poco. Así, ya no todo el público se entrega sin reservas a las palabras ecologista, ambientalista o verde. Incluso, para muchos han perdido sentido, y los ejemplos de ligereza y corrup-ción de numerosos frentes “verduzcos” apuntalan es-tas percepciones. No está de más recordar aquí que el divulgador debe tener en cuenta lo que previamente la gente sabe, cree, siente y percibe sobre el tema que va a divulgar.

LAS CAuSAS PrOFundAS dEL CAMbIO CLIMáTICO

Los obstáculos que plantean Roser-Renouf y Maibach son palpables, en particular la duda sobre si el cambio cli-mático es real y por tanto hay que hacer algo, duda que tiene otras vertientes.

Un aspecto de la problemática ambiental es que para los capitalistas, sobre todo para los grandes capitalistas, un elemento esencial para la acumulación de capital es dejar sin pagar sus cuentas. Es lo que Wallerstein llama “los trapos sucios del capitalismo”.

Además del despojo de los recursos naturales, la pro-ducción capitalista conlleva efectos negativos sobre el ambiente que deben ser disminuidos con medidas para restaurar, limpiar, y renovar esos recursos. Pero las me-didas son muy costosas y de asumirlas las empresas dis-

minuiría su tasa de ganancia. Dice Wallerstein: “Dada la desruralización del mundo y sus ya importantes efectos sobre la acumulación de capital, la puesta en práctica de medidas ecológicas significativas y seriamente llevadas a cabo, podría ser el golpe de gracia a la viabilidad de la economía capitalista”.

Los gobiernos han permitido que el costo ecológico no sea internalizado por las empresas; a menudo los pro-pios gobiernos pagan la factura de las medidas ecológicas con los fondos públicos, o bien los gobiernos se desen-tienden y dejan hacer. En cualquier caso, esto explica por qué Wallerstein y otros dicen que “no hay salida”, refi-riéndose al sistema político-económico existente. (Eso explica también que el Protocolo de Kioto siga a la espera de algunas firmas.)

A lo largo de todo el mundo, se ha denunciado cons-tantemente que la pobreza es una de las causas de la degradación ambiental; ejemplos socorridos son el pro-cedimiento de roza, tumba y quema de las selvas para sembrar cultivos de subsistencia, y el uso de tecnología obsoleta y contaminante, pero barata. Durante los últi-mos siglos, el procedimiento ha sido desplazar el proble-ma de los países fuertes a los débiles, ya sea descargando los desechos en éstos o imponiéndoles la postergación de su desarrollo al obligarlos a limitar su producción in-dustrial o a usar formas de producción ecológicamente más saludables, pero también más caras. Así, los países pobres han pagado el mayor precio. “Por ejemplo, añade Wallerstein, si China aceptase reducir el uso de combus-tibles fósiles, ¿cómo afectaría esto a las perspectivas de China como parte en expansión del mercado mundial, y, por tanto, también a las perspectivas de la acumula-ción de capital? Terminamos volviendo al mismo punto. Francamente el descargar los problemas sobre el Sur no es ya una solución real a largo plazo para estos dilemas. Pero la expansión de la economía-mundo ha sido tan grande, y el consiguiente nivel de degradación tan grave, que no queda espacio para arreglar significativamente la situación exportándola a la periferia”.

Otro aspecto de la misma problemática es el hecho de que para aumentar sus ganancias, producciones y mercados, el sistema capitalista necesita nuevas mer-cancías, y de ahí la expansión hacia nuevos territorios y espacios, el saqueo de la biodiversidad, de los saberes, de todo lo que esté fuera de su hegemonía. Hay gente que se asombra del financiamiento del FMI y del BM para la realización de inventarios naturales y del ordenamiento territorial; para ojos suspicaces, no son sino la manera de

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apoderarse del conocimiento y las posesiones de otros. Algunos movimientos antisistema, como Vía Campesina, considera los procesos actuales de re-territorialización por parte del capital como una verdadera guerra y ge-nocidio contra el indígena, el campesino, los pescadores: “La guerra implica, primero, una desestructuración del campo, la privatización total de los servicios, el despojo de los territorios en manos de los indígenas y campesi-nos, para luego reestructurarlos en función de la lógica de las empresas trasnacionales. Los movimientos rurales enfrentan hoy ese modelo trasnacional”. El movimiento ha denunciado los despojos que se realizan bajo el manto de un falso ambientalismo, para confundir a la opinión pública y disfrazar de “parques naturales” la expropiación de esos territorios.

Está a la vista de todos que muchas empresas ya uti-lizan mensajes con conciencia ecológica y financian acti-vidades a favor del ambiente; ofrecen también productos “verdes” que están siendo muy solicitados en el merca-do; incluso, los temas ambientales son parte cotidiana de la mercadotecnia y la publicidad. A primera vista, parece-rían tácticas oportunistas que aprovechan la aceptación y la legitimidad de la etiqueta ecologista.

Por otro lado, una gran parte de las organizaciones ecologistas se han visto obligadas a funcionar dentro del marco institucional y de las reglas del mercado; incluso, se ha criticado la transferencia de dinero público a manos privadas para apoyar una “industria del desastre”.

En la práctica, dice Wallerstein, “el ecologismo se traduce en la defensa de una obscura fauna de la que la mayoría de la gente no ha oído hablar nunca y respecto a la cual se siente indiferente”, y a responsabilizar de la debacle a otros. Así, “la atención queda desplazada de los problemas principales, que son y deben seguir siendo dos. El primero es que los capitalistas no pagan su cuenta. El segundo es que la incesante acumulación de capital es un objetivo materialmente irracional”.

Pero la gente también entiende y apoya las preocu-paciones ambientales que le parecen no manipuladas. Los ecologistas genuinos han hecho campaña en favor de nuevas formas de planificación urbana y regional, ba-sados en el desarrollo sustentable e involucrando a los habitantes locales con sus recursos y sus actividades pro-ductivas. “En muchos países en vías de industrialización”, observa Castells, “sobre todo de América Latina, han flo-recido los grupos ecologistas y se han vinculado con los grupos defensores de los derechos humanos, los grupos de mujeres y las organizaciones no gubernamentales,

formando coaliciones poderosas que van más allá de la política institucional, aunque estén en ella enmarcadas”.

La expansión constante de la economía capitalista es un hecho que todos reconocen y que los defensores del capitalismo pregonan como una de sus grandes virtudes. Para el ecologismo comprometido, en cambio, es uno de sus grandes vicios, sostenido en la denostada ideología del derecho sobre la naturaleza y de que todo puede ver-se, finalmente, como una mercancía más.

El efecto del expansionismo capitalista no se nota por supuesto en un día, ni siquiera en un siglo, sino que es acumulativo, exponencial y veloz. Además, afirma Wallerstein, la democratización del mundo ha implicado que esta expansión sea más popular que nunca antes. “Hay más personas reclamando sus derechos, y éstos incluyen, muy destacadamente, el derecho a un trozo del pastel. Pero un trozo del pastel para un porcentaje grande de la población mundial exige necesariamente más producción, sin mencionar el hecho de que esa po-blación mundial sigue creciendo todavía. Así que no son solamente los capitalistas quienes quieren la expansión, sino también mucha gente corriente. Esto no impide que mucha de esta misma gente quiera también detener la degradación del medio ambiente en el mundo. Pero esto simplemente prueba que estamos metidos en otra con-tradicción de este sistema histórico. Mucha gente quiere tener más árboles y más bienes materiales, y gran parte de ella se limita a separar en sus mentes ambas demandas”.

Nos encontramos así con obstáculos de índole polí-tica, económica y ética que, sumados a los científicos y educativos, han de ser enfrentados por los divulgadores.

LA rESPOnSAbILIdAd dE LOS dIVuLgAdOrES

He reproducido el pensamiento de los autores anteriores de forma muy condensada y lineal, y aun a sabiendas de que los ecólogos y ambientalistas lo conocen mucho me-jor que yo, pero me resultaba indispensable para plantear mi punto respecto a la divulgación. ¿Cuánta libertad tiene el divulgador para contextualizar el problema del cambio climático? ¿Cuál es su responsabilidad si la utiliza?

La divulgación de los problemas ambientales y su so-lución no será efectiva si no se explica libremente que se requiere una transformación de los modos de producción y consumo, así como de nuestra organización social y hábitos personales. Es necesario aprovechar la creciente conciencia ecologista del público para mostrar que la so-lución de los problemas se dará en la medida en que las

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políticas y las instituciones se reorienten hacia sistemas socioeconómicos menos agresivos contra el ambiente. Es labor de los divulgadores reforzar esa conciencia ha-blando de las causas profundas de los problemas.

Dice F. Hinkelammert en “Ética del bien común”: “La supervivencia de la humanidad se ha transformado en un problema ético. La reducción de toda ética a juicios de valor ha dado cancha libre a la destrucción del ser huma-no y de la naturaleza... Hemos prescindido de la ética y nos enfrentamos a la autodestrucción, a una gigantesca expoliación del mundo. Al ser ahora la Tierra global, la acción directa produce efectos indirectos de los que se derivan amenazas globales. Hoy la ética tiene que asumir estos efectos indirectos, de lo que resulta una ética del bien común diferente a las éticas del bien común anterio-res... Hace falta una nueva ética. Entonces descubrimos que es asesinato contaminar el aire. Es robo despojar a la población de sus condiciones materiales de existencia y destruir a la naturaleza. Es mentira presentar este sistema de expoliación como progreso. Pero la acción no puede ser éticamente responsable si no se hace responsable de los efectos indirectos que lleva consigo”.

Nos han acostumbrado a creer que los científicos tienen como imperativo describir cómo son las cosas pero no cómo deberían ser; que el hecho de que una descripción sea correcta o verdadera no tiene nada que ver con la situación de si lo que se describe es o no es algo deseable (lo que los filósofos llaman “neutralidad valorativa”). El ecologismo es un movimiento basado en una ciencia que estudia las relaciones de los organis-mos entre ellos y con el ambiente, pero ni el ecologis-mo ni la divulgación pueden dejar de lado los intereses creados del industrialismo, el capitalismo, la tecnocracia y la burocracia. La neutralidad no es compatible con la ética de la divulgación, pues el divulgador no sólo tiene la obligación de presentarle claramente al público los re-sultados de una investigación, sino de ponerlos en con-texto, ya que no es un repetidor de datos y conceptos, sino un formador de opinión. Ocultar o maquillar asun-tos polémicos y perturbadores por temor a sus implica-ciones morales o políticas es, desde mi punto de vista, una falta de responsabilidad. Esto no debe confundirse con los distintos niveles de divulgación (es decir, tanto los antecedentes y el tipo de público, como la comple-jidad formal del contenido). Si realmente queremos ha-cer algo por el ambiente desde la divulgación, tenemos que decir más que lo superficial, aunque en la medida de esos niveles.

La divulgación de los problemas ambientales no puede soslayar las causas político-económicas ni, como aconsejan Roser-Renouf y Maibach, escatimar la espe-ranza. Si el público llega a saber que “no hay salida den-tro de este sistema”, ¿dejará por ello de defender a las ballenas y reciclar la basura? Al contrario, porque habrá esperanza, basada en el conocimiento, en una justicia ambiental y en los llamados principios de la “ecología profunda”, que se resumen en unas líneas:

El bienestar y el florecimiento de la vida humana y no humana en la Tierra son valores en sí mismos, inde-pendientes de su utilidad para los objetivos humanos. Forman parte de esos valores la riqueza y diversidad de las formas de vida, y los humanos no tienen derecho a reducirlas salvo para satisfacer necesidades vitales. Los humanos son parte de la naturaleza, pero su interferencia actual en el mundo no humano es excesiva en cantidad y en calidad; alterar el delicado equilibrio ecológico tendrá con el tiempo consecuencias catastróficas.

Las opiniones que he vertido aquí no tienen otro pro-pósito que mostrar un obstáculo extra para la comunica-ción de los peligros que nos depara el cambio climático. Desligar la divulgación de un grave problema ambiental de sus causas profundas es trivializarlo y hacerse eco de una política depredadora. Los divulgadores deben formar opinión y no temer las reacciones del público, porque la gente no es, como creía mi colega, incapaz de entender y decidir cosas sensatas para ella y sus descendientes.

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Sobre el tamaño correcto J.B.S. Haldane

Traducido por Ana Silvia Ruiz de Chávez VillafuerteRevisión técnica: Exequiel Ezcurra con el apoyo de Eduardo Peters

ResumenJohn Burdon Sanderson Haldane fue uno de los perso-najes más pícaros de la ciencia independiente; desver-gonzado, brillante, divertido y totalmente singular. Hijo de un profesor de fisiología de Oxford, comenzó en la ciencia como ayudante de su padre. Fue profesor de ge-nética y biometría en el University College de Londres, donde ayudó a crear la moderna teoría sintética de la evolución.Sobre el tamaño correcto se publicó originalmente en 1928, y en español en la Gaceta ecológica del INE en 2002, se reproduce aquí por considerarlo un clásico, un texto, dice Borges, que una nación o un grupo de nacio-nes a lo largo del tiempo han decidido leer como si en sus páginas todo fuera deliberado, fatal, profundo como el cosmos y capaz de interpretaciones sin término.

AbstractJ.B.S. Haldane was one of the great rascals of scien-ce—independent, nasty, brilliant, funny and totally one of a kind. Son of an Oxford professor of physiology, he began in science as his father’s assistant. Eventually he taught genetics and biometry at University College, London, where he helped create the modern Synthetic Theory of evolution.This essay was originally published in 1928 and in spa-nish in the Gaceta ecológica of the INE in 2002,. It is reproduced here because it is considered a classic as Borges defines it: a text that a nation or group of na-tions over time have decided to read on your pages as if everything were deliberate, fatal, deep as the cosmos and capable of endless interpretations.

Las diferencias más obvias entre distintos animales son las que tienen que ver con el tamaño, pero por alguna razón los zoólogos han puesto poca atención en ellas. En un libro de texto muy grueso de zoología que tengo frente a mí no encuentro ninguna señal de que el águila sea más grande que el gorrión, o el hipopótamo que la liebre, aunque sí se han hecho algunas resentidas afirmaciones en el caso del ratón y la ballena. Sin embargo, es fácil demostrar que una liebre no podría ser tan grande como un hipopótamo, o una ballena tan pequeña como un arenque. Para cada tipo de animal hay un tamaño óptimo y un cambio significati-

vo en tamaño lleva consigo inevitablemente un cambio en la forma. Tomemos el más obvio de los casos posibles y consideremos a un gigante de 18 metros de altura —más o menos la altura del Gigante Pope y del Gigante Pagan del Pilgrim’s Progress de mi niñez—. Estos monstruos eran no sólo diez veces más altos que Christian, sino diez veces más anchos y diez veces más gruesos que él, de tal manera que su peso total era mil veces el de él, entre ochenta y noventa toneladas.

Desgraciadamente, el área transversal de sus huesos era sólo cien veces el de Christian, por lo que cada cen-

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tímetro cuadrado del hueso del gigante tenía que cargar diez veces el peso soportado por cada centímetro cua-drado del hueso humano. Como el fémur de una perso-na se rompe bajo aproximadamente diez veces el peso humano, Pope y Pagan se habrían roto el fémur cada vez que dieran un paso. Sin duda, esa es la razón princi-pal por la cual ellos estaban sentados en la imagen que recuerdo. Aunque eso reduce el respeto que uno sentía por Christian y Jack, matadores de gigantes. Volviendo a la zoología, supongamos que una gacela, una pequeña y graciosa criatura con largas y delgadas patas, aumentara de tamaño.

Se rompería los huesos, a menos que hiciera una de dos cosas. Podría acortar y engrosar sus patas, como el rinoceronte, de manera que cada kilo de peso tuviera aproximadamente la misma área transversal de hueso para soportarla. O bien, podría comprimir todo su cuerpo y extender sus patas oblicuamente para ganar estabili-dad, como la jirafa.

Menciono estas dos bestias puesto que resultan ser del mismo orden de la gacela, y ambas son mecánica-mente exitosas y corredoras notablemente rápidas. La gravedad, una simple molestia para Christian, era un te-rror para Pope, Pagan y Despair. Para el ratón y cualquier animal más pequeño, ésta prácticamente no representa ningún peligro. Podemos arrojar a un ratón a un pozo de mil metros y al llegar al fondo, sufre una pequeña conmoción pero se aleja caminando. Una rata probable-mente se mataría, aunque puede caer sin peligro desde un onceavo piso; un hombre se mataría, un caballo salpi-caría. Y esto es porque la resistencia al movimiento que presenta el aire es proporcional a la superficie del objeto en movimiento.

Dividamos entre diez el largo, ancho y alto de un ani-mal; su peso se reduce a un milésimo, pero su superficie a un centésimo. Por lo tanto, la resistencia a caer en el caso del pequeño animal es relativamente diez veces ma-yor. Un insecto, por lo tanto, no le teme a la gravedad, puede caer sin ningún peligro y puede colgarse del techo sin problema. Puede adoptar elegantes y fantásticas for-mas de soporte como la típula. Sin embargo, existe una fuerza que es tan terrible para un insecto como la grave-dad para un mamífero: la tensión superficial. Un hombre saliendo del baño lleva consigo una película de agua de aproximadamente medio milímetro de espesor que pesa escasamente medio kilo. Un ratón mojado tiene que car-gar aproximadamente su propio peso en agua. Una mos-ca mojada tiene que cargar varias veces su propio peso

y, como todos sabemos, una vez mojada por el agua o cualquier otro líquido, una mosca se encuentra verdade-ramente en una situación muy grave.

Un insecto que va a buscar un trago está en un peli-gro tan grande como un hombre inclinándose en un pre-cipicio buscando alimento. Si la mosca cae una vez en las garras de la tensión superficial del agua —es decir, si se moja— es probable que se quede así hasta que se ahogue. Algunos insectos, como los escarabajos de agua, se las arreglan para no mojarse; la mayoría se mantienen alejados de sus bebidas mediante una larga probóscide.

Por supuesto, los animales terrestres que son altos tienen otras dificultades. Tienen que bombear su sangre a alturas mayores que el hombre, y por lo tanto, requieren de una mayor presión sanguínea y de vasos sanguíneos más resistentes. Muchos hombres mueren por el estalli-do de sus arterias, especialmente en el cerebro, y cabría suponer que este peligro es aún mayor en el caso de ele-fantes y jirafas. Pero animales de todos tipos encuentran dificultades de tamaño por la siguiente razón. Un animal pequeño típico, un gusano microscópico o un rotífero, tiene una piel lisa a través de la cual puede absorber todo el oxígeno que requiere, un intestino recto con superficie suficiente para absorber su alimento y un solo riñón.

Si aumenta sus dimensiones diez veces en todas direcciones, y su peso aumenta mil veces, y si usa sus músculos tan eficientemente como su contraparte en miniatura, necesitará mil veces la cantidad de comida y oxígeno al día y excretará mil veces más productos de desecho. Ahora bien, si su forma no se alterara su superfi-cie aumentaría sólo cien veces y tendría que hacer entrar diez veces más oxígeno por minuto a través de cada milí-metro cuadrado de piel, y diez veces más comida a través de cada milímetro cuadrado de intestino.

Cuando llega al límite de sus capacidades de absor-ción su superficie debe incrementarse mediante algún mecanismo especial. Por ejemplo, una parte de su piel puede prolongarse en mechones para formar branquias o sumirse para dar lugar a pulmones aumentando así la superficie que absorbe oxígeno en proporción al volumen del animal. Un hombre, por ejemplo, tiene noventa me-tros cuadrados de pulmón. De manera similar, el intes-tino, en lugar de ser liso y recto, se pliega y desarrolla una superficie aterciopelada, y otros órganos se vuelven más complejos. Los animales más altos no son más gran-des que los animales bajos porque sean más complejos. Son más complejos porque son más grandes. Lo mismo sucede con las plantas. Las más simples, como las algas

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verdes que crecen en el agua estancada o en la corteza de los árboles, son simples células redondas. Las plantas más altas aumentan su superficie echando hojas y raíces.

La anatomía comparada es en gran parte la histo-ria de la lucha por aumentar la superficie en proporción al volumen. Algunos de los métodos para incrementar la superficie son útiles hasta cierto punto, pero no son capaces de una gran adaptación. Por ejemplo, mientras los vertebrados transportan el oxígeno de las branquias o pulmones a todo el cuerpo por medio de la sangre, los insectos llevan el aire directamente a cada parte de su cuerpo a través de unos tubos ciegos llamados tráqueas los cuales se abren a la superficie en diferentes puntos. Y aunque sus movimientos respiratorios pueden reno-var el aire en la parte exterior del sistema traqueal, el oxígeno tiene que penetrar las ramas más finas median-te difusión.

Los gases pueden difundirse fácilmente a través de distancias muy pequeñas, no muchas veces mayor a la distancia promedio que viaja una molécula de gas al cho-car con otras moléculas. Pero cuando tiene que hacerse un viaje tan largo —desde el punto de vista de una mo-lécula— como de medio centímetro, el proceso se vuelve lento. Así que a las porciones del cuerpo de un insecto alejadas del aire más allá de medio centímetro siempre les faltaría oxígeno. Como resultado, difícilmente algunos insectos son más gruesos que medio centímetro.

Los cangrejos de tierra están hechos sobre el mis-mo plano general que los insectos, pero son mucho más torpes. Sin embargo, como nosotros, ellos transportan el oxígeno a través de la sangre, y por lo tanto, son capa-ces de crecer mucho más que cualquier insecto. Si estos últimos hubieran encontrado la forma para transportar el aire a través de sus tejidos en lugar de dejarlo que se ab-sorbiera, podrían haber llegado a ser tan grandes como las langostas, aunque algunas otras consideraciones les hubieran impedido llegar a ser tan grandes como el hom-bre. Las mismas dificultades atañen al vuelo. Es un princi-pio elemental de la aeronáutica que la velocidad mínima necesaria para mantener en el aire un aeroplano de una forma dada varía como la raíz cuadrada de su longitud.

Si sus dimensiones lineales se incrementaran cuatro veces, debería volar dos veces más rápido. Por lo tanto, la potencia necesaria para mantener la velocidad mínima aumenta más rápidamente que el peso de la máquina. Entonces el aeroplano más grande, que pesa sesenta y cuatro veces más que el más pequeño, necesita ciento veintiocho veces más potencia para mantenerse en las

alturas. Si aplicamos el mismo principio a las aves, encon-tramos que el límite para su tamaño se alcanza pronto. Un ángel cuyos músculos desarrollaron la misma poten-cia —peso por peso— que los músculos de un águila o una paloma, requeriría de un pecho que se proyectara alrededor de 1.2 metros para alojar a los músculos com-prometidos en el funcionamiento de sus alas, mientras que para economizar en peso, sus patas habrían tenido que reducirse a meros zancos.

En realidad, un ave grande, como un águila o un hal-cón no se mantiene en el aire debido al movimiento de sus alas. Generalmente se ven planeando, es decir, balan-ceadas en una columna de aire que se eleva. Y aún pla-near se vuelve más y más difícil al aumentar el tamaño. Si éste no fuera el caso, las águilas podrían ser tan grandes como tigres y tan terribles para el hombre como un aero-plano hostil. Ya es tiempo de que veamos algunas ven-tajas del tamaño. Una de las más obvias es que permite mantener el calor. Todos los animales de sangre caliente en reposo pierden la misma cantidad de calor por unidad de área de su piel, para lo cual necesitan un suministro de alimento proporcional a su superficie y no a su peso. Cinco mil ratones pesan lo que un hombre. Su superficie fusionada con su consumo de alimento u oxígeno es al-rededor de diecisiete veces la de un hombre.

De hecho, un ratón come aproximadamente una cuarta parte de su propio peso en alimento todos los días, utilizado principalmente para mantenerse caliente. Por la misma razón, los animales pequeños no pueden vivir en países fríos. En las regiones árticas no hay reptiles ni an-fibios ni mamíferos pequeños. El mamífero más pequeño en el ártico es la zorra. Las aves pequeñas se alejan en invierno mientras que los insectos mueren, aunque sus huevos puedan sobrevivir a las heladas seis meses o más. Los mamíferos más exitosos en estos ambientes son los osos, las focas y las morsas. De manera similar, el ojo es un órgano un tanto ineficiente hasta que alcanza un ta-maño grande. La parte posterior del ojo humano en la cual se vierte una imagen del mundo exterior, y que co-rresponde a la película de una cámara, está compuesta por un mosaico de “bastones y conos” cuyo diámetro es un poco mayor que la longitud de una onda promedio de luz. Cada ojo tiene alrededor de medio millón de bastones y conos y para que dos objetos puedan distinguirse sus imágenes deben caer en bastones o conos separados.

Es obvio que con menos pero más grandes bastones y conos deberíamos ver menos nítidamente. Si fueran dos veces más anchos dos puntos tendrían que estar dos

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veces más separados antes de que pudiéramos distinguir-los en una distancia dada. Pero si su tamaño disminuyera y su número aumentara no veríamos mejor. Es imposible formar una imagen definida más pequeña que la longi-tud de onda de la luz. Por lo tanto, el ojo de un ratón no es el modelo a escala de un ojo humano. Sus bastones y conos no son mucho menores que los nuestros, y por consiguiente, tienen muchos menos. Un ratón no podría distinguir un rostro humano de otro a una distancia de dos metros.

Para poder tener alguna utilidad los ojos de los ani-males pequeños tienen que ser mucho más grandes en proporción a su cuerpo que los nuestros. Los animales grandes, por otro lado, sólo requieren ojos relativamente pequeños, y los de la ballena y del elefante son un poco más grandes que los nuestros. Por razones más recóndi-tas el mismo principio general es válido para el cerebro. Si comparamos el peso cerebral de un grupo de animales muy parecidos tales como el gato, el guepardo, el leopar-do y el tigre, encontramos que si cuadruplicamos el peso corporal el peso cerebral sólo se duplica.

El animal más grande con huesos proporcionalmente más grandes puede economizar cerebro, ojos y otros ór-ganos. Éstas son unas cuantas de las consideraciones que muestran que para cada tipo de animal existe un tamaño óptimo. Y aunque Galileo demostrara lo contrario hace trescientos años, la gente aún cree que si una pulga fuera tan grande como el hombre podría brincar miles de pies en el aire. De hecho, la altura a la que un animal puede brincar es más independiente de su tamaño que propor-cional a él. Una pulga puede brincar aproximadamente medio metro, un hombre aproximadamente metro y medio. Para brincar determinada altura, si ignoramos la resistencia del aire, se requiere un gasto de energía pro-porcional al peso de quien brinca.

Pero si los músculos brincadores forman una fracción constante del cuerpo del animal, la energía desarrollada

por cada gramo de músculo es independiente del tama-ño, si es que puede desarrollarse lo suficientemente rá-pido en un animal pequeño. De hecho, los músculos de un insecto, aunque pueden contraerse más rápido que los nuestros, parecen ser menos eficientes; de otro modo una pulga y un saltamontes podrían elevarse en el aire a dos metros de altura. Así como existe un tamaño óptimo para cada animal existe un tamaño óptimo para cada ins-titución humana. En la democracia griega todos los ciu-dadanos podían escuchar a una serie de oradores y votar directamente cuestiones legales. Por ende, sus filósofos sostenían que una ciudad pequeña era el mayor Estado democrático posible.

El invento de los ingleses de un gobierno representa-tivo hizo posible una nación democrática, y la posibilidad se realizó por primera vez en Estados Unidos de América, y luego en otras partes. Con el desarrollo de la radio fue posible una vez más que cada ciudadano escuchara las ideas políticas de los oradores representantes, y quizás en el futuro veamos el regreso del Estado–nación al es-tilo griego de democracia. Aun el referéndum fue hecho posible sólo mediante la institución del periódico. Para los biólogos el problema del socialismo es en gran parte un problema de tamaño.

Los socialistas extremos desean gobernar toda na-ción como si fuera una unidad de negocios. No pienso que Henry Ford encontrara mayor dificultad en gober-nar Andorra o Luxemburgo con base en el socialismo. Ya tiene mayor cantidad de personas en su nómina que la población de estos países. Podría pensarse que un con-glomerado de Fords, si existiera, haría que Bélgica, S. de R.L. o Dinamarca S.A. fueran redituables. Pero aunque la nacionalización de ciertas industrias es una posibilidad obvia de los estados más grandes, encuentro tan difícil imaginarnos un imperio británico o un Estados Unidos de América completamente socializado como un elefante echando marometas o un hipopótamo saltando un seto.

Colapso

Fedro Carlos GuillénCorreo-e: fguillen@cegam.com.mx

Es frecuente que en nuestro afán por establecer posiciones definidas, se adopten actitu-

des maniqueas que sobresimplifican la realidad y que, en muchos casos, abo-nan poco a una discusión informada y fundamentada sobre temas ambienta-les. Lo es también, que vivamos una disputa permanente entre ideologías encontradas que señalan por ejemplo a las etnias nativas como respetuosas y armónicas con sus recursos natura-les y al desarrollo rampante como el responsable de la crisis ambiental. Por supuesto ambas percepciones admi-ten todos los matices posibles (hay etnias que han devastado sus recursos y propuestas desde el desarrollo que acreditan logros ambientales notables v.gr. Islandia)

Por ese camino se mueve la fas-cinante obra del ganador del Pulitzer Jared Diamond (Boston, 1937) tra-tando primero de matizar esta sim-plificación y luego ofreciéndonos una serie de casos ejemplares perfecta-mente documentados que dan cuenta de las razones que determinan el éxi-to o el fracaso de ciertas sociedades. Uno de los méritos de Diamond es el de trascender la idea de que el ocaso de una sociedad se asocia exclusiva y señaladamente al deterioro medio ambiental, de hecho propone cua-

tro factores más; el cambio climático natural (entendido en su acepción de modificaciones que pueden ser esta-cionales y anuales), la hostilidad de los vecinos; los socios comerciales amisto-sos y finalmente la respuesta que cada sociedad da a los problemas que el me-dio ambiente les presenta. El autor no privilegia un factor sobre otro, lo que determina un análisis casuístico en el que las condiciones de cada sociedad son diferentes con respecto a otras. Así por ejemplo, se explica el colapso del imperio romano por el acoso constan-te de los bárbaros del norte de Europa, asociado a la merma en sus condicio-

nes ambientales y económicas. Un ejemplo de los muchos con los que el libro cuenta y detalla con una pluma ligera e informada.

Diamond inicia su análisis con el caso de Montana y esta podría pa-recer una paradoja, ya que los habi-tantes de este espacio del noroeste norteamericano, no son en sí una so-ciedad, tampoco han colapsado y se apartan por completo del resto de las sociedades analizadas. Sin embargo, el estado de Montana se vuelve un ex-celente ejemplo comparativo ya que como menciona el autor: Si Montana fuera una ínsula aislada, como lo era la Isla de Pascua en el océano Pacífico en su época Polinesia, antes de la lle-gada de los europeos, su actual eco-nomía de Primer Mundo ya se habría venido abajo; ni siquiera habría podido desarrollar esa economía en prime-ra instancia. Lo anterior debido a sus desventajas competitivas en cosechas asociadas al clima menos benigno que otros Estados más sureños y a la creciente presencia de problemas am-bientales como la contaminación y la deforestación. Montana sobrevive de alguna manera debido al subsidio del resto de los Estados Unidos.

Quizá el caso más dramático es el de la Isla de Pascua que se encuen-tra a 3 700 kilómetros al oeste de la

Colapso: Por qué las sociedades perduran y otras desaparecenDiamond Jared. 2007. Debolsillo, México. 747 pp. 978-970-780-341-1

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costa de Chile, famosa en el mundo por los enormes monolitos que miran al mar y que cuentan la historia de una sociedad que vivió momentos de enorme esplendor para luego eclip-sarse de manera dramática en un par de siglos. A través de un fascinante estudio de los basurales polinesios en la isla se pudo documentar de forma sorprendentemente exacta la com-posición de la dieta de sus habitan-tes y como esta se fue modificando a lo largo de los años debido a la crisis ambiental que vivieron. Siguiendo métodos de análisis de madera car-bonizada se pudo concluir que alguna vez en Pascua se extendieron enor-mes bosques así como las palmas más altas del mundo. A la llegada de los europeos en el siglo XVIII no se conservaba ninguna de estas es-pecies vegetales. Esta deforestación masiva –que las hipótesis explican por la sobrexplotación y la fragilidad de este ecosistema en esas condi-ciones particulares- tuvo efectos dramáticos y colapsó a la población. Este es un buen momento del libro de Diamond ya que explica como la deforestación masiva tiene un efecto “dominó” en un sinnúmero de otros patrones ambientales y de apropia-ción de recursos. Por principio debido a la ausencia de bosques los suelos se

erosionaron y redujeron su fertilidad, por otro lado las aves que habitaban en estos bosques desaparecieron como consecuencia de la pérdida de su hábitat. Dado que los pobladores no contaban ya con materia prima para producir sus canoas, tuvieron que limitar su dieta a especies terres-tres o litorales. Los ritos funerarios se modificaron debido a la imposibilidad de hacer piras y la construcción de los enormes monolitos también se paralizó ya que las especies vegeta-les proveían de los insumos para el transporte. La población de la isla descendió dramáticamente, se gene-raron guerras civiles y el canibalismo se hizo una costumbre debido a la falta de alimento. Cuando en 1774 el capitán James Cook llegó a la isla, describió a sus habitantes como “pe-queños, enjutos, tímidos y pobres”.

El libro de Diamond describe dife-rentes tipos de sociedades, entre ellas el colapso de la civilización maya, ocu-rrido hace poco más de mil años y que se explica por la interacción de facto-res como un crecimiento poblacional no planificado, cambios climáticos como sequías prolongadas y guerras endémicas entre diferentes grupos. Seguramente este análisis será par-ticularmente importante para usted, hipotético lector.

El texto que se divide en cuatro grandes secciones; la primera anali-za el estado de Montana en la época moderna, la segunda parte –la más voluminosa del texto- se centra en sociedades del pasado, como las que he descrito un poco más arriba. La ter-cera parte se centra en el análisis de sociedades modernas que enfrentan el colapso como Ruanda y Haití y final-mente la última sección se concentra en algunas lecciones que se pueden sacar de todo el análisis realizado.

El libro de Jared Diamond es úni-co por diversas razones; en primer lu-gar tiene un nivel de documentación exhaustivo que sin embargo, debido a su modo de presentación no aturde al lector con citas desmedidas o jergas indescifrables. Por otro lado se advierte el oficio del autor en materia de divul-gar el conocimiento su prosa es fluida y atractiva y finalmente, si alguien se siente intimidado por el tamaño del li-bro (un verdadero ladrillo) encontrará que todo él vale la pena, lo que ya es decir en estos tiempos en los que la ba-sura especulativa ha ganado terreno.

En síntesis, le recomiendo profun-damente este texto. Seguramente en él usted hallará historias fascinantes y algunas lecciones tan necesarias para todos nosotros, particularmente la de la humildad.