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El manejo forestal en México: conceptos básicos,
antecedentes, estado actual y perspectivas
Enrique J. Jardel Peláez1
Introducción
El estado actual de las áreas forestales de México es el resultado de un
proceso histórico de intervenciones humanas en un escenario caracterizado por
la
diversidad y complejidad socio-ecológica. En este capítulo se hace una
caracterización general de los paisajes y ecosistemas forestales del país, se
presentan algunos aspectos conceptuales acerca del manejo forestal y se
discute la forma en que se han manejado los bosques y selvas mexicanos con
fines de producción, conservación o restauración.
Las ideas centrales que se plantean en esta sección son las siguientes: (1)
los paisajes forestales mexicanos son ecológica y socialmente diversos, lo
cual debería de ser tomado en cuenta frente a generalizaciones que tienden a
simplificar la definición de políticas y prácticas de manejo; (2) el manejo
forestal no es solo la optimización de la producción de unos pocos recursos
orientados
a
la
industria
y
al
mercado,
sino
que
incluye
además
la
conservación y la restauración de los ecosistemas de los que provienen los
recursos y que además juegan un papel fundamental en la regulación de las
condiciones ambientales de las cuales depende la vida y el bienestar humano, y
(3) el manejo forestal es un proceso social, y no solo una actividad técnica o
económica; en el intervienen múltiples actores con distintos objetivos y sus
1
Profesor-investigador Titular, Departamento de Ecología y Recursos NaturalesIMECBIO, Centro Universitario de la Costa Sur, Universidad de Guadalajara.
interacciones involucran aspectos políticos, institucionales, culturales y
demográficos, además de técnicos y económicos.
El escenario del manejo forestal en México
Diversidad de paisajes y ecosistemas
El manejo forestal en México, uno de los países megadiversos del mundo
(Mittermeier et al. 1997), se realiza en un variado y complejo escenario
geográfico, ecológico y social. La descripción de las condiciones del paisaje
mexicano y de la variedad de su cubierta vegetal han sido abordados en varios
trabajos a los cuales remitimos a los lectores para una mayor profundización
sobre el tema: Flores-Díaz (1974) y Ferrusquía-Villafranca (1993), para el
medio
físico-geográfico;
Miranda
y
Hernández-Xolocotzi
(1963),
González-
Quintero (1974), Rzedowski (1978) y Challenger y Soberón (2009) para la
vegetación, y Challenger (1998) para una síntesis general.
El territorio mexicano, con una superficie de 1.97 millones de kilómetros
cuadrados, presenta una gran variedad de condiciones de clima, relieve,
sustrato geológico y suelos. Esta heterogeneidad ambiental, la complejidad de
la historia geológica y las condiciones de transición biogeográfica, explican
en gran medida la diversidad de especies y ecosistemas del país, en el cual se
encuentran la mayoría de los grandes tipos de vegetación terrestre del mundo
(Walter 1973). La influencia humana ha sido otro factor crucial en la
conformación del paisaje del país, cuya configuración actual no puede ser
adecuadamente explicada sin tomar en cuenta este factor.
El conocimiento de los factores ambientales y los procesos ecológicos que
determinan la composición y estructura de la vegetación, es un aspecto básico
para el manejo forestal. Estos factores y procesos influyen no solo en la
presencia,
distribución,
abundancia
y
productividad
de
las
especies
consideradas como recursos, sino también en la respuesta de la vegetación y
los ecosistemas forestales a las intervenciones de manejo.
La cubierta vegetal, siendo uno de los elementos más visibles del paisaje, ha
sido utilizada como base para caracterizar a los ecosistemas forestales. Las
áreas forestales o montes, según el término vernáculo del castellano aplicado
a las “tierras incultas cubiertas por árboles, arbustos o matas”, incluyen
no solo a los bosques y selvas, sino también a una gran variedad de tipos de
matorrales, pastizales y vegetación de zonas inundables, riveras y costas. La
“arborización” de la definición de lo que es forestal, no solo deja fuera
ecosistemas importantes por su biodiversidad y funciones ecológicas, sino que
además tiene implicaciones legales, políticas y de manejo (Putz y Redford
2010).
De manera muy resumida, pueden considerarse cinco grandes tipos de paisajes
forestales en México: (a) ecosistemas forestales de
montaña, (b) selvas de
zonas cálido-húmedas, (c) selvas de zonas secas estacionales, (d) ecosistemas
de altiplanos áridos
y (e) ecosistemas de zonas inundables, riveras y costas
(cuadro 1, Fig. 1).
Los ecosistemas forestales de montaña se encuentran en las grandes cadenas
montañosos del país, las Sierras Madre Occidental, Oriental y del Sur y el
Sistema Neovolcánico Transversal, además de la porción norte de la Sierra
Madre Centroamericana, la región de los Altos de Chiapas y otras elevaciones
dispersas en los extremos norte y sur de la Península de Baja California y en
medio de las zonas áridas del norte.
Los ecosistemas de montaña muestran una zonación compleja, con varios pisos
altitudinales o zonas bioclimáticas. El extremo superior del gradiente de
elevación está formado por el límite de la vegetación arbórea en el Sistema
Neovolcánico Transversal, donde el pinar de alta montaña (dominado por Pinus
hartwegii) entra en transición con los zacatonales, el tipo de vegetación que
ocupa las mayores elevaciones. Por debajo de los 3400 m de altitud y
extendiéndose hasta los 2000 m, bajo clima templado con verano fresco y en
condiciones
relativamente
húmedas,
se
encuentran
los
bosques
de
oyamel
formados por distintas especies del género Abies; se encuentran también
bosques de pinabete o ayarín con los géneros Picea y Pseudotsuga
en su límite
de distribución latitudinal sureña en el continente y rodales de ciprés
(Cupressus lusitanica); mezclados con estos tipos de vegetación se encuentran
pinos (Pinus) y encinos (Quercus), que son los géneros son dominantes en la
vegetación de altitudes medias y constituyen los elementos más característicos
de los bosques de las montañas mexicanas.
Cuadro 1. Superficie de tipos de vegetación que caracterizan a los ecosistemas forestales de
México. Se indica la superficie de vegetación primaria (mejor conservada) y secundaria (alterada)
y el porcentaje en relación al total de la superficie forestal y al total de la superficie del territorio
nacional.
Tipos de vegetación
Superficie (millones de hectáreas)
Ecosistemas forestales de montaña
Pradera de alta montaña
Bosques de oyamel o pinabete
Bosques de pino-encino
Bosques de encino
Bosque de táscate
Bosque mesófilo de montaña
Subtotal
Selvas de zonas cálido-húmedas
Selvas húmedas
Sabanas
Subtotal
Selvas de zonas secas estacionales
Selva baja caducifolia
Selva baja espinosa
Selva mediana subcaducifolia
Subtotal
P
o
r
c
e
n
t
a
j
e
Primaria
Secundaria
Total
Forestal
Nacional
0.02
0.15
10.95
9.93
0.16
0.87
22.08
0.00
0.03
5.31
5.62
0.18
0.44
11.58
0.02
0.18
16.26
15.55
0.33
1.31
33.66
0.0
0.1
11.8
11.2
0.2
0.9
24.1
0.0
0.1
8.2
7.9
0.2
0.7
17.1
3.16
0.00
3.16
6.32
0.35
6.67
9.48
0.35
9.83
6.65
0.68
0.60
7.93
7.86
1.09
5.24
14.19
14.51
1.77
5.84
22.12
6.9
0.3
7.1
0.0
10.5
1.3
4.2
16.0
4.8
0.2
5.0
0.0
7.4
0.9
3.0
11.2
Ecosistemas de altiplanos áridos
Matorrales xerófilos
Pastizales
Subtotal
Ecosistemas de zonas inundables,
riveras y costas
Vegetación de rivera
Popales y tulares
Manglares
Subtotal
54.83
8.20
63.02
5.35
4.12
9.48
60.18
12.32
72.50
43.5
8.9
52.4
30.5
6.2
36.8
0.36
1.07
0.09
1.51
0.01
n.d.
0.07
0.07
0.36
1.07
0.15
1.58
0.3
0.8
0.1
1.1
0.2
0.5
0.1
0.8
100.0
70.8
Total
97.71
41.99
139.69
Fuente: Challenger y Soberón (2009) con base en datos del INEGI de 2005.
A
B
C
D
Figura 1. Cobertura vegetal de México. (A) bosques de zonas templadas de montaña: BC bosques
de coníferas, BE bosques de encino y BM bosques mesófilos de montaña. (B) selvas de zonas
cálidas: SA selvas altas y medianas perennifolias y subperennifolias, SM selvas medianas
subcaducifolias y SB selvas bajas caducifolias y espinosas. (C) Vegetación de zonas áridas: MX
matorrales xerófilos, OT otros tipos de vegetación de zonas áridas y PA pastizales naturales; se
muestra también la vegetación manglares (MA) y humedales (HU), así como los cuerpos de agua
(CA). (D) coberturas no forestales (agricultura, pastizales inducidos y centros de población
mayores).
Por la superficie que cubren (16.3 millones de hectáreas) y su aporte a la
producción maderera nacional –históricamente más del 80-90% –los pinares son
el tipo de vegetación forestal más importante en términos económicos y quizá
también ecológicos por su posición en la cabeceras de cuencas. Aunque
localmente los pinares son menos diversos que las selvas, albergan en conjunto
unas
7000 especies de plantas vasculares (casi el 25% de la flora del país),
con un 27% de endemismo (Rzedowski 1998); cerca del 50% de las especies del
género Pinus de todo el mundo se encuentran en México (Richardson 1998).
Los
términos
genéricos
de
bosque
de
pino
y
pino-encino
no
reflejan
adecuadamente la gran variedad de estos bosques. Las 49 especies de pinos de
México (Richardson 1998) se encuentran en una variedad de condiciones, desde
el
límite
superior
de
la
vegetación
arbórea
hasta
las
tierras
bajas
tropicales. Pueden diferenciarse al menos cuatro grandes tipos de bosques de
pino: (a) pinares de alta montaña de elevaciones entre 3400 y 4200 m de P.
hartwegii, (b) bosques mixtos de pino-latifoliadas de zonas templado-húmedas y
elevaciones intermedias (1600-2400 m), que forman un mosaico con los bosques
mesófilos de montaña, (c) bosques mixtos de pino-encino de zonas templadas
subhúmedas, que son los más extendidos, (d) los bosques de pinos piñoneros
(principalmente P. cembroides) de la transición entre las montañas y los
altiplanos semiáridos y (e) pinares de zonas cálidas en la transición con las
selvas, con especies como P. oocarpa, P. maximinoi y P. caribaea, restringido
este último a una pequeña área de Quintana Roo.
Los
bosques
de
táscate
o
enebro
(Juniperus
spp.)
son
bosques
bajos,
generalmente abiertos, de zonas templadas, que se desarrollan en sitios
relativamente secos.
Los encinares, que cubren aproximadamente 15.6 millones de hectáreas, también
se presentan en una variedad de condiciones ecológicas, formando distintas
comunidades en las que se encuentran unas 200 especies del género Quercus
(Nixon 1993). En términos generales podemos distinguir encinares húmedos en la
transición con bosques mesófilos de montaña, encinares de zonas subhúmedas que
forman
bosques
marcadamente
caducifolios
e
incluso
encinares
con
porte
arbustivo de ambientes semiáridos y encinares de zonas cálido húmedas como los
de Q. oleoides.
Los encinos aportan la mayor parte de la producción de
carbón, son fuente de leña, madera para postería y construcciones rústicas y
muchas especies proveen madera de excelente calidad cuyo potencial no ha sido
bien aprovechado por problemas tecnológicos.
El bosque mesófilo de montaña, que se encuentra en las condiciones más húmedas
de las sierras, a elevaciones entre los 800 y los 2500 m de altitud, es un
tipo de vegetación notable por su diversidad y unicidad. Aunque su superficie
es reducida (0.9% del territorio nacional) contienen unas 3,000 especies de
plantas (un 10% de la flora del país), presentan una mezcla única de especies
de afinidades holárticas y neotropicales y puede considerarse como un tipo de
vegetación análogo a bosques que tuvieron una extensión mucho más amplia
durante el Terciario (Rzedowski 1978, Jardel et al. 1993, Challenger 1998).
El extremo inferior de la distribución de los ecosistemas forestales de
montaña está marcado por la transición hacia zonas más cálidas o secas; los
pinares y encinares son reemplazados por las selvas bajas y los matorrales
xerófilos, y los bosques mesófilos de montaña por las selvas de las zonas
cálido húmedas.
En las montañas bajas, laderas de las sierras y tierras bajas de la Planicie
Costera del Golfo de México y el sur de la Península de Yucatán, en
condiciones de clima cálido húmedo, se encuentran las selvas altas y medianas
perennifolias
y
subperennifolias.
Constituyen
los
tipos
de
vegetación
estructuralmente más complejos y con mayor diversidad de especies a escala
local; en ellas se encuentran unas 5,000 especies de plantas vasculares, el
17% de la flora de México (Rzedowski 1998).
La superficie de las selvas húmedas se ha reducido significativamente por la
deforestación; de una cobertura potencial de 17.8 millones de hectáreas (9.1%
del territorio nacional), cubren actualmente 3.2 y 6.3 millones de hectáreas
de
vegetación
primaria
(i.e.
bien
conservada)
y
secundaria
(alterada),
respectivamente, que representan 4.8% del territorio del país (Challenger y
Soberón 2009). Las selvas húmedas han sido consideradas como una frontera para
la expansión de la agricultura y la ganadería y sus recursos maderables han
sido explotados como si se tratara de un recurso no renovable (Gómez-Pompa et
al. 1972). Las llamadas maderas preciosas tropicales (Swietenia macrophylla y
Cedrela odorata) han sido explotadas comercialmente por su alta demanda en el
mercado, aunque existe más de un centenar de otras especies con buen potencial
maderable.
En
las
zonas
de
clima
cálido-húmedo
se
encuentran
también
formaciones
sabanoides, esto es, una vegetación caracterizada por la dominancia de
herbáceas, principalmente gramíneas, con elementos arbustivos y arbóreos
dispersos;
la
mayor
parte
de
estas
sabanas
tropicales
en
México
son
probablemente antropogénicas (Sarukhán 1968) y se han desarrollado como
consecuencia del desmonte y fragmentación de las selvas y la influencia de
incendios frecuentes (Jardel et al. 2009).
Las selvas secas estacionales incluyen a la selva baja caducifolia, la selva
mediana subcaducifolia y la selva baja espinosa. Los ambientes en los que se
encuentran estos tipos de vegetación se caracterizan por un clima cálido
subhúmedo, con una marcada estación de sequía. Se distribuyen desde el nivel
del mar hasta los 1000m e incluso 1600 m de elevación.
La selva baja caducifolia es la vegetación típica de la “tierra caliente” de
la vertiente del Pacífico; se caracteriza por sus componentes arbóreos bajos
(5-10 m de altura), con presencia de algunas cactáceas, y por la pérdida del
follaje de la mayor parte de los árboles durante la temporada seca del año, lo
que da lugar a un marcado contraste estacional. La diversidad biológica de las
selvas bajas caducifolias es notable e incluye alrededor de 6,000 especies de
plantas vasculares (20% de la flora de México), con un alto endemismo, del 40%
a nivel de especie (Rzedowski 1998). Ocupan actualmente 22.1 millones de
hectáreas, el 76% de su área de distribución potencial (Challenger y Soberón
2009). Estas selvas han proporcionado históricamente una gran variedad de
recursos como plantas alimenticias, medicinales y rituales, leña combustible,
postes, madera para construcciones rústicas y materiales para fabricación de
diversos enseres y productos artesanales; se encuentran también entre las
principales áreas productoras de miel de abeja y son utilizadas para la
ganadería extensiva. Sin embargo, vistas como terrenos marginales, han sido
uno de los escenarios de los programas oficiales de desmonte para convertirlas
a áreas agrícolas y ganaderas. Las estadísticas oficiales anteriores a 1994 ni
siquiera las consideraban dentro de la “vegetación arbolada”.
La selva mediana subcaducifolia (que puede incluirse dentro de las selvas
húmedas) tiene una distribución generalmente fragmentada en medio de la matriz
de
selvas
depresiones
bajas,
del
ocupando
terreno,
las
condiciones
márgenes
de
más
cuerpos
húmedas
de
agua
en
barrancas,
permanentes
o
estacionales y exposiciones sujetas a la influencia de masas de aire húmedo.
Los componentes arbóreos alcanzan de 15 a 30 m de altura y la mayor parte
pierden sus hojas por períodos cortos. Han sido una importante fuente de
madera, principalmente para mercados locales, explotándose especies como la
parota o guanacastle (Enterolobium ciclocarpum), caobilla (Swietenia humilis),
barcino (Cordia eleagnoides) y las del género Tabebuia que incluye a las
primaveras y la rosa morada. Al igual que en las selvas húmedas, ha
predominado la explotación extractiva, de tipo “minero” y la conversión de
las selvas a áreas agrícolas. Otras especies arbóreas como el ramón (Brosimum
alicastrum), que también se encuentra en selvas
húmedas, es valorada como
fuente de forraje y alimento, lo cual ha contribuido a su conservación en
zonas como la costa de Jalisco o la Península de Yucatán.
Las selvas bajas espinosas se encuentran en condiciones más secas que las
selvas bajas, sobre suelos profundos en la transición con los matorrales
xerófilos. Constituyen un hábitat importante para la biota silvestre y una
fuente de madera y leña en zonas con condiciones semiáridas.
En los altiplanos semiáridos, los matorrales xerófilos cubren aproximadamente
60 millones de hectáreas (85 % de su área de distribución potencial), cerca de
un tercio del territorio nacional; incluyen una notable variedad de tipos de
vegetación:
matorrales
matorrales
micrófilos
subtropicales,
de
submontanos,
gobernadora
espinoso
(Larrea
tamaulipeco,
tridentata),
rosetófilos
(dominados por agaves o por izotes, género Yucca), crasicaules (dominados por
cactáceas que incluye nopaleras, cardonales y tetecheras)
y sarcocaules
(formados por arbustos carnosos) y además de estos los chaparrales, la
vegetación de desiertos arenosos y comunidades que se desarrollan en suelos
con condiciones particulares, como la vegetación halófila de suelos salinos y
la vegetación gipsófila de suelos derivados de afloramientos de yeso.
Esta notable diversidad de comunidades vegetales alberga unas 6,000 especies
de plantas vasculares, 60% de las cuales son endémicas (Rzedowski 1998).
Además de esto,
México es centro de origen y diversificación de familias
botánicas como Cactaceae, Agavaceae (magueyes o agaves, izotes, sotoles) y
Fouqueriaceae (ocotillos y cirios) características de zonas áridas (Challenger
y Soberón 2009).
El manejo de las zonas áridas generalmente se ha considerado aparte del manejo
forestal, centrado este en la “vegetación arbolada”; aunque no evitaremos
este sesgo en el resto de este capítulo por la amplitud del tema, hay que
señalar que los matorrales xerófilos entran en la definición general de las
tierras forestales y proveen una gran cantidad de productos forestales no
maderables. La importancia de estas áreas para la conservación no fue
reconocida hasta mediados de los años setenta, cuando se estableció la Reserva
de la Biosfera de Mapimí en el desierto chihuahuense, a la cual siguieron
otras reservas importantes como la del Pinacate-Gran Desierto de Altar en
Sonora, Tehuacán-Cuicatlán en Puebla-Oaxaca y las del Vizcaíno y Valle de los
Cirios en la Península de Baja California, siendo estas últimas las más
extensas de México.
Otro elemento importante de la cubierta vegetal de los altiplanos semiáridos
son los pastizales. En esta vegetación predominan los elementos herbáceos y en
particular las gramíneas, entre las cuales el género Bouteloa y la especie B.
gracilis son los componentes más comunes, aunque también son importantes las
compuestas o asteráceas, la familia con mayor diversidad de especies de México
(Challenger
y
Soberón
1998);
pueden
aparecer
también
elementos
arbustivos o arbóreos dispersos. La dominancia de pastizales
leñosos
en su área de
distribución parece estar determinada por la influencia de un régimen de
incendios frecuentes de baja severidad (Jardel et al. 2009); además del fuego
en el mantenimiento de los pastizales ha sido importante la influencia de
grandes herbívoros (Bond y Kelley 2005), como los bisontes y berrendos en el
pasado y posteriormente el ganado doméstico. El sobrepastoreo, la supresión
del fuego, el reemplazo por matorrales y la conversión de los pastizales
naturales a cultivo agrícola y pastizales inducidos o cultivados, han sido una
causa de la reducción de la superficie de este tipo de vegetación, que puede
considerarse como uno de los más amenazados y olvidados del país. La
distribución potencial de pastizales naturales se ha estimado en 18.7 millones
de hectáreas; su superficie actual es de unas 12.3 millones de hectáreas, de
las cuales cerca de la mitad se consideran alteradas (Challenger y Soberón
2009). En contraste, los pastizales inducidos, que han remplazado áreas de
bosques y selvas, cubren 6.3 millones de hectáreas distribuidas en diferentes
regiones ecológicas.
Los ecosistemas de zonas inundables, riveras y costas comprenden un conjunto
variado de tipos de vegetación que se encuentran en la interfase de los
ambientes terrestres y acuáticos. Esto incluye a los manglares, las selvas
bajas inundables, la vegetación de petenes, vegetación de dunas costeras, los
tulares, popales y carrizales de los pantanos de agua dulce, los bosques de
galería
y otros tipos de vegetación de las riveras de ríos y arroyos.
La
saturación de agua permanente o estacional es el factor ambiental determinante
en estos tipos de ecosistemas que se pueden encontrar en distintas zonas de
vida y que se denominan genéricamente como humedales, cubriendo una superficie
estimada en 1.6 millones de hectáreas (Challenger y Soberón 2009), sin contar
la vegetación hidrófila (flotante y sumergida) de cuerpos de agua.
Los humedales juegan un papel fundamental como hábitat de numerosas especies y
en los procesos ecológicos de los ecosistemas acuáticos, especialmente a
través del aporte de la materia orgánica que es la base de las cadenas
tróficas en lagunas costeras, estuarios, ríos y lagos, por lo cual su
conservación es considerada prioritaria en muchas partes del mundo. La
producción de las pesquerías costeras depende de los manglares, como lo han
mostrado Aburto-Oropeza et al. (2008) para el Mar de Cortés. Los manglares
contribuyen también a la estabilidad geomorfológica de las costas y a la
mitigación del impacto de huracanes y marejadas. Igualmente los bosques de
galería estabilizan los márgenes de los ríos, aportan materia orgánica, crean
condiciones de sombra que regulan la temperatura del agua y sirven de
corredores para los movimientos de la fauna. Los pantanos juegan también un
papel importante en la regulación de procesos hidrológicos y proveen de
recursos a través de la caza, la pesca y el aprovechamiento de productos no
maderables.
Exceptuando
a
los
manglares,
que
fisonómicamente
pueden
formar
desde
matorrales hasta verdaderas selvas con árboles de más de 20 m de altura, de
donde se llega a extraer madera, los otros tipos de humedales han sido
prácticamente ignorados cuando se trata de la cuestión forestal en México, no
obstante su importancia ecológica. Las selvas inundables de palo del tinte
(Haematoxylon campechianum), conocidas como tintales, fueron desde el siglo
XVII hasta el principio del siglo XX uno de los recursos forestales más
importantes del país por la demanda de su madera para la producción de
colorantes en Europa. Actualmente son otro más de los tipos de vegetación
considerados como “marginales”.
Debido
a
factores
como
la
alteración
del
flujo
hidrológico
por
el
represamiento y desviación del agua, contaminación acuática y cambios de uso
del suelo, los
humedales se encuentran entre los ecosistemas más severamente
amenazados del país.
El potencial forestal de México
En resumen, México cuenta con una extensa superficie forestal (cuadro 1) y con
uno de los mosaicos de vegetación más variados y ricos en biodiversidad del
mundo. Los bosques y selvas cubren casi 64 millones de hectáreas (34% del
territorio
nacional).
Esto
representa
un
importante
potencial
para
la
producción forestal que no ha sido aprovechado adecuadamente, al mismo tiempo
que, paradójicamente, dicho potencial se pierde por procesos de deforestación
y degradación.
En el caso de la madera, con frecuencia se hace alusión a las limitaciones que
para su aprovechamiento representa la topografía accidentada y a una baja
productividad
de
1-2
m3
por
hectárea.
En
realidad
esta
evaluación
es
incorrecta, ya que se refiere a un promedio que no considera la variación de
condiciones existentes. Si excluimos en los cálculos las áreas con pendientes
fuertes, sitios de baja productividad y bosques abiertos o degradados, en las
áreas de bosques de pino-encino manejadas se dan rendimientos que varían entre
4 y 10 m3 ha-1 año-1. Haciendo un cálculo conservador, considerando esos
rendimientos en solo el 10% de la superficie de bosques de pino-encino (1.63
millones
de
hectáreas),
bajo
buenas
prácticas
de
silvicultura,
podrían
producirse entre 6.5 y 16 millones de metros cúbicos de madera anualmente,
esto es, más que el promedio nacional de producción legal de madera que ha
variado entre 6 y 9 millones de metros cúbicos en la última década según las
cifras oficiales.
La riqueza de recursos bióticos de las áreas forestales de México ofrece
también un importante potencial para la producción de alimentos, fibras,
resinas, combustibles, medicamentos, forrajes, etc., que han constituido la
base del sustento de poblaciones rurales y que ofrecen una variedad de
alternativas al modelo predominante de desarrollo que no es sustentable
(Toledo et al. 1976, 1978, Jardel y Benz 1997, Challenger 1998).
Deforestación y degradación
A pesar de un potencial forestal subutilizado, una extensión considerable de
las áreas forestales de México se ha perdido por la deforestación y una alta
proporción de los montes han
sufrido procesos de degradación.
La deforestación consiste en la pérdida neta de la cobertura forestal, que es
reemplazada por cultivos agrícolas, pastizales inducidos o cultivados, obras
de infraestructura (como carreteras y presas) y centros de población. Sobre
las tasas de deforestación en México ha habido un largo debate2; además de los
problemas metodológicos para estimar los cambios de cobertura y del maquillaje
de las cifras por razones políticas, la deforestación es un proceso con causas
complejas (Brown y Pearce 1994, Wunder 2000, García-Barrios et al. 2009) que
varía espacialmente y temporalmente entre regiones.
De acuerdo con la
información que presentan Challenger y Dirzo (2009), para el período entre los
años setenta y principio de los noventa la tasa de deforestación fue de 0.8%
anual (946,146 ha año-1) y se redujo al 0.5% anual (523,639 ha año-1) en la
década siguiente; la tasa actual de deforestación continúa siendo alta y
además la reducción de la deforestación puede deberse a que ya se han
desmontado la mayor parte de las áreas con potencial agropecuario.
La
cobertura
forestal
remanente
ha
sufrido
un
intenso
proceso
de
transformación, degradación y fragmentación (Fig. 1). La transformación de
áreas forestales para fines productivos, necesaria para el sustento de la
sociedad, representa un cambio respecto a sus condiciones originales, pero los
bosques manejados, sistemas agroforestales e incluso los mosaicos formados por
los sistemas de agricultura con ciclo de barbecho, mantienen cobertura
forestal y biodiversidad y proveen servicios ambientales (Putz y Redford
2
Sobre este debate ver capítulos anteriores.
2010). La degradación en cambio es un proceso de pérdida de componentes de los
ecosistemas y alteración de su funcionamiento.
La
degradación
es
más
difícil
de
evaluar
que
la
deforestación
y
la
fragmentación; los cambios son menos conspicuos, como la alteración de la
estructura de la vegetación, el aumento de las tasas de erosión o la pérdida
de existencias de recursos, o incluso son crípticos como la defaunación o la
alteración de los ciclos de agua y nutrientes (Peres et al. 2006). La
definición de degradación es muchas veces subjetiva; por ejemplo para un
conservacionista
a
ultranza
un
bosque
bien
manejado
puede
parecerle
“degradado” (Putz y Redford 2010), mientras que la supresión de incendios en
ecosistemas cuya dinámica natural o histórica ha sido de incendios frecuentes
de baja severidad puede parecerle benéfica, aunque en realidad constituye una
verdadera alteración que aumenta con el tiempo el peligro de incendios severos
y destructivos (Brown y Arno 1991). La definición de que es degradación
requiere
por
lo
tanto
de
principios
teóricos,
criterios
e
indicadores
objetivos claramente establecidos (Putz y Redford 2010).
Figura 2. Superficie (millones de hectáreas en el eje Y) por tipo de vegetación (SH selvas
húmedas, SS selvas secas, BO bosques, MX matorrales xerófilos y PA pastizales); las barras negras
representan la proporción de vegetación primaria y las barras grises la de vegetación secundaria.
Las cifras dentro de las barras indican el porcentaje en cada condición. Fuente: Challenger y
Soberón (2009).
Los datos que presentan Challenger y Soberón (2009) comparando la superficie
potencial de los distintos tipos de cobertura vegetal con su área actual,
sirve de indicador de la magnitud de la deforestación. Por ejemplo las selvas
húmedas ocupan actualmente 53% de su área de distribución potencial, las
selvas secas el 66% y los bosques de pino el 75%.
superficie
por
tipo
de
vegetación
considerada
La proporción de la
como
“primaria”
(bien
conservada) y “secundaria” (alterada o establecida en áreas que fueron
desmontadas en algún tiempo), nos sirve como un indicador general de la
magnitud de la transformación de las áreas forestales remanentes (cuadro 1,
Fig. 2). En conjunto, un tercio de la superficie de vegetación forestal actual
se considera secundaria.
La
degradación
forestal
tiene
implicaciones
no
solo
ambientales
sino
económicas. El aprovechamiento comercial de madera, ha provocado la reducción
de la cantidad, calidad y valor de las existencias de madera. Por ejemplo, en
un estudio sobre los bosques de pino-encino de la Sierra de Manantlán (Jardel
1998), encontramos que, a principios de los 1990, en rodales explotados en las
dos décadas anteriores el volumen de madera se redujo en 45% y su valor
económico
en
27%,
en
promedio,
en
comparación
con
bosques
maduros
no
intervenidos. En otro trabajo (Chapela y Lara 1995) se señala que en la Sierra
Norte de Oaxaca los inventarios de madera de pino a mediados de los años
ochenta eran aproximadamente el 36%
de los reportados a fines de los años
cincuenta, al inicio de la concesión a la Fábrica de Papel Tuxtepec; esta
reducción en las existencias de madera se ha debido al reemplazo de los pinos
por encinos y otras latifoliadas como consecuencia de la corta selectiva
(Negreros y Snook 1984, Jardel 1985). Las industrias forestales del país
enfrentan actualmente el problema de disponibilidad de madera de árboles de
diámetros
grandes
como
consecuencia
de
años
de
explotación;
aunque
la
superficie con cobertura boscosa se mantenga en las áreas explotadas, los
bosques secundarios intervenidos presentan un predominio de rodales jóvenes,
con árboles de diámetros pequeños o una disminución de las existencias de
madera de especies de interés comercial, que han sido reemplazadas por otras
debido a la corta selectiva. Por otra parte, la tala clandestina, que se
dirige selectivamente a unas pocas especies, continúa siendo un problema
crítico en muchas partes del país (Bray y Merino 2004); esto está asociado
incluso a otras actividades ilegales como el cultivo de estupefacientes.
Otro aspecto de la degradación que merece atención es el impacto de la
contaminación y la lluvia ácida que afectan a los ecosistemas forestales en
las inmediaciones de zonas urbanas como la Ciudad de México (Miller et al.
2002).
¿En qué consiste el manejo forestal?
El manejo forestal ha sido definido como “el arte y la ciencia” del
aprovechamiento racional de los recursos naturales derivados de los bosques
(Baker 1950).
Es considerado como una actividad centrada en la administración
de las intervenciones técnicas dirigidas a la producción de madera junto con
otros usos como la protección de cuencas y la producción de agua o la oferta
de espacios para la recreación al aire libre. Esto es, el manejo forestal
tradicionalmente se ha centrado en la producción bajo conceptos como máximo
rendimiento sostenible y uso múltiple (Meyer et al. 1961) y, desde este punto
de vista consiste entonces en una serie de actividades como la delimitación de
las áreas boscosas, el inventario de los recursos, la planificación del manejo
considerando usos múltiples (madera, agua, recreación), el establecimiento de
montos o tasas de cosecha bajo un método de ordenación forestal, la aplicación
de
intervenciones
silvícolas
para
regular
la
estructura,
composición,
regeneración y crecimiento de los rodales, el uso de medidas de protección
contra agentes de daño como incendios, plagas, enfermedades, tala clandestina
y sobrepastoreo, la corta y extracción de la madera y otros productos no
maderables, la recuperación o expansión de las áreas boscosas mediante la
reforestación, la evaluación y asignación de costos y beneficios y, por
último, la administración de todo el proceso (cuadro 2).
Visto de esta manera, el manejo forestal es una disciplina técnica, basada en
principios científicos pero también en la experiencia práctica, así como una
profesión cuyos orígenes, según la historia oficial –o más bien, sus mitos
fundacionales– se remontan al siglo XVIII (Rietbergen 2001). Pero en realidad
el manejo forestal ha sido una actividad humana mucho más antigua. Menzies
(1995)
ha definido el manejo forestal como “el conjunto de reglas y técnicas
que la gente usa para mantener las tierras forestales en una condición
deseada”. Bajo esta definición podemos incluir entonces no solo los aspectos
técnicos de la producción orientada al mercado, sino también las actividades
de recolección de productos forestales no maderables para el sustento de
comunidades rurales y las variadas formas de manejo del paisaje forestal por
indígenas y campesinos que han combinado la agricultura con ciclo de barbecho,
sistemas
agroforestales
e
intervenciones
deliberadas
para
manipular
la
composición de la vegetación y proteger fuentes de agua y sitios sagrados,
prácticas de las cuales existen numerosos ejemplos en México (Toledo et al.
1978, 2003, Alcorn 1984, Sanabria 1986).
Siguiendo la definición de Menzies (1995), el manejo forestal incluye también
el establecimiento de leyes y normas que regulan el uso de los montes, lo cual
tiene una larga historia (Heske 1938, Bogáti 1978, Rietbergen 2001), el
establecimiento de regímenes de derechos que regulan el control, acceso y
usufructo de las tierras y recursos forestales (Bromley 1991, Ostrom 2000) y
la formación de organizaciones humanas para poner en práctica el manejo.
Además, desde esta perspectiva, podemos considerar que el manejo forestal
incluye
no
solo
las
acciones
dirigidas
al
aprovechamiento
de
recursos
naturales, sino también la conservación de los ecosistemas de los que
provienen dichos recursos y su restauración o rehabilitación cuando han
sufrido procesos de degradación (cuadro 2).
En las últimas décadas han surgido nuevos enfoques acerca del manejo forestal:
actualmente se hace un mayor énfasis en el reconocimiento del papel de los
ecosistemas forestales en la regulación de las condiciones ambientales a
escala global o regional (Daily 1997, Manson 2004, Ruiz et al. 2007),
señalando la necesidad de adoptar un enfoque de manejo de ecosistemas
(Christensen et al. 1996, Franklin 1997) e incorporando nuevos valores que
actualmente asigna la sociedad a las áreas forestales como la conservación de
biodiversidad y la generación de servicios ambientales (Bengston 1994). Se han
desarrollado sistemas de certificación de un buen manejo basados en principios
y criterios de sustentabilidad ecológica, social y económica (Viana et al.
1997) y se ha reconocido la importancia social de los montes para las
comunidades indígenas y campesinas y para un estilo de desarrollo alternativo
orientado a la sustentabilidad (Toledo et al. 2003, Bray et al. 2005); también
se ha considerando la necesidad de incorporar la restauración de áreas
degradadas como un componente del manejo (Murray y Marmorek 2003, Brown et al.
2004). Todo esto implica la necesidad de redefinir que es el manejo forestal.
Cuadro 2. Los componentes del proceso de manejo forestal.
1. Definición de un régimen de derechos sobre la tierra y los recursos forestales (Acheson 1991,
Bromley 1991, Ostrom 2000).
2. Delimitación de las áreas forestales y ordenamiento del territorio (Chapela y Lara 1996).
3. Inventario de los recursos forestales y estimación de su productividad (Bettinger et al. 2009).
4. Planificación (y evaluación periódica) del manejo (Bettinger et al. 2009).
5. Establecimiento de un sistema de ordenación forestal (distribución espacial y temporal de las
intervenciones silvícolas en la unidad de manejo) y control de la cosecha (Mendoza 1983, Bettinger
et al. 2009).
6. Aplicación de las técnicas de la silvicultura para la regulación de la composición, estructura,
regeneración y crecimiento de las masas forestales (Smith et al. 1997).
7. Cosecha y extracción de los recursos.
8. Protección del bosque contra agentes de daño (Edmonds et al. 2000).
9. Evaluación y mitigación del impacto ambiental de las intervenciones de manejo y aprovechamiento
(Bojórquez y Ortega 1988).
10. Conservación de los ecosistemas y recursos: establecimiento de zonas de conservación y protección
11.
12.
13.
14.
de componentes clave del hábitat en áreas de aprovechamiento (Lindenmayer y Franklin 2002,
Franklin et al. 2007).
Restauración de áreas degradadas y ampliación de la cobertura forestal a través de la reforestación
(Murray y Marmorek 2003, Perrow y Davy 2002).
Administración de las operaciones de manejo.
Asignación de los beneficios y costos.
Actividades complementarias: (a) fortalecimiento de capacidades (educación, capacitación,
entrenamiento), (b) investigación, monitoreo y sistemas de información, y (c) comunicación con el
público.
En síntesis el manejo forestal comprende un amplio conjunto de actividades que
han sido realizadas por los seres humanos durante miles de años, interviniendo
de manera deliberada en los montes para obtener bienes indispensables para su
sustento. Proponemos entonces definir al manejo forestal como un proceso
social (realizado por organizaciones humanas y dirigido hacia objetivos
socialmente establecidos) en el cual se realizan intervenciones técnicas,
institucionales y comunicativas para lograr el aprovechamiento sustentable de
los recursos forestales y la conservación a largo plazo, o en su caso la
restauración, de los ecosistemas forestales que además de proveer materias
primas realizan funciones de regulación ambiental fundamentales para la vida
(Fig. 3). El manejo forestal tiene varias características especiales (cuadro
3) cuya consideración es importante para entender sus particularidades.
ECOSISTEMAS
•Provisión de
recursos
naturales
•Regulación
ambiental
MANEJO FORESTAL
• Técnicas
• Instituciones
• Comunicación
CONSERVACIÓN
SOCIOSISTEMAS
Figura 3. El manejo forestal es un proceso social que tiene lugar en la interfase
ecosistemas/sociosistemas; los ecosistemas forestales proveen recursos naturales y
regulan las condiciones ambientales de las que dependemos los seres humanos; el manejo
forestal integra objetivos sociales de producción (obtención de recursos que son el
sustento de la economía) y de conservación y restauración de los componentes,
estructura y funcionamiento de los ecosistemas. El manejo se lleva a cabo a través de
intervenciones técnicas (que inciden sobre variables y condiciones físicas),
institucionales (normas o reglas del juego y formas de organización de los actores
sociales) y comunicativas (intercambio de ideas y conocimientos) (Jardel et al. 2008).
Cuadro 3. Características de la actividad forestal.
1. El manejo forestal, aún y cuando se centre en el aprovechamiento de un solo recurso como la
madera y en unas pocas especies de interés comercial, influye en la configuración (composición de
especies, estructura) y la dinámica y funcionamiento de los ecosistemas forestales; el manejo
requiere por lo tanto de un enfoque de manejo de ecosistemas (Christensen et al. 1996, Smith et al.
1997, Franklin 1997, Perry 1998, Franklin et al. 2007).
2. El manejo se lleva a cabo en un contexto socio-ecológico y es un componente de la interacción
sociedad-naturaleza, determinado por procesos sociales y sus dimensiones culturales, políticas,
institucionales, económicas y demográficas y su cambio histórico (Acheson 1991, Gallopin et al. 1989,
Berkes et al. 2004, Jardel et al. 2008).
3. Dependencia del medio natural: el manejo forestal depende de las condiciones físico-geográficas y
ecológicas (clima, relieve, suelos, vegetación, patrones y procesos ecológicos) y debe adaptarse a
estas (Meson y Montoya 1993, Perry 1998).
4. Los ecosistemas forestales proveen servicios ambientales derivados de los procesos ecosistémicos
(Perry et al. 2008) de los que depende la regulación ambiental y la provisión de recursos naturales;
representan también valores sociales y culturales (Daily 1997).
5. El uso de los recursos forestales implica riesgos de degradación ambiental (Meson y Montoya 1993,
Jardel 1998, Jones y Grant 1996, Swank et al. 2001); la evaluación y mitigación de impactos
ambientales debe de formar parte del manejo forestal.
6. En el manejo forestal intervienen numerosos actores sociales, muchas veces con intereses en
conflicto (Meson y Montoya 1993); esto implica la necesidad de mecanismos para la resolución de
conflictos e instituciones para la deliberación y la toma de acuerdos duraderos.
7. Las áreas forestales proveen una variedad de recursos (madera, productos no maderables, agua,
ganadería, recreación, etc.) y servicios, lo cual implica un enfoque de manejo para uso múltiple
(Meson y Montoya 1993).
8. Los procesos de regeneración y crecimiento de las masas forestales ocurren en escalas temporales
largas, lo que implica un enfoque de manejo de largo plazo, basado en instituciones con vocación de
permanencia (Meson y Montoya 1993), como el estado pero sobre todo las comunidades dueñas de
bosques (Álvarez-Icaza 1993, Bray y Merino 2004, Bray et al. 2005).
9. El manejo forestal tiene lugar a diferentes escalas espaciales, que abarcan desde rodales, áreas de
corta o zonas de conservación, hasta el conjunto de bosques en unidades de ordenación, cuencas y
regiones extensas (Christensen et al. 1996, Smith et al. 1997, Franklin 1997).
10. La valorización de los recursos naturales y el reconocimiento de sus funciones ambientales es
necesario para la conservación de las áreas forestales frente a la competencia con otros usos del
suelo (Meson y Montoya 1993, Freese 1997).
11. En el manejo forestal existen dificultades para determinar y diferenciar el capital productivo
(existencias de recursos) de la renta (posibilidad de cosecha sostenible dependiente de la
regeneración y crecimiento de las masas forestales y de las fluctuaciones ambientales que regulan la
dinámica de los ecosistemas forestales) (Meson y Montoya 1993). El manejo forestal requiere no
solo de estudios técnicos y métodos apropiados de inventario, sino del entendimiento y modelaje de
la dinámica de las poblaciones bajo manejo y del monitoreo de su respuesta a las intervenciones.
Cuadro 3. Características de la actividad forestal (continuación).
12. El capital fijo (existencias de recursos forestales) puede ser abundante, pero el capital circulante
(necesario para financiar las operaciones de aprovechamiento) es generalmente escaso (Meson y
Montoya 1993), lo que implica la necesidad de mecanismos de apoyo, crédito y financiamiento.
13. El manejo forestal implica diferentes tipos de costos: costos de oportunidad derivados de las
restricciones con fines de conservación, costos de protección de las áreas forestales y costos
incrementales de las buenas prácticas de manejo; por lo tanto la viabilidad económica de un manejo
sustentable depende de mecanismos de compensación y redistribución.
14. Los socio-ecosistemas son complejos y dinámicos; el conocimiento humano es limitado; la
incertidumbre y la variabilidad en las respuestas potenciales de los ecosistemas a las intervenciones
de manejo, hacen necesario un enfoque de manejo adaptativo, basado en la experimentación y el
aprendizaje continuos (Walters y Holling 1980, Holling y Meffe 1997, Walker y Salt 2006).
Las modalidades del manejo forestal
Partiendo de la definición del manejo forestal propuesta, pueden identificarse
distintas modalidades en que los montes son manejados. Estas modalidades
pueden caracterizarse por: (a) la orientación del manejo hacia la producción o
la conservación, (b) el destino de la producción hacia el autoconsumo o el
mercado, (c) la escala pequeña o grande de las actividades de manejo y (d) su
regulación local, a nivel de pequeñas unidades de producción o comunidades, o
bien centralizada por grandes corporaciones o el estado (Rietbergen 2001).
Distintas modalidades del manejo forestal surgieron en a través de la historia
y algunas coexisten en nuestros días; las que actualmente son de mayor
importancia
en
México
son
los
sistemas
agroforestales
campesinos,
la
producción de madera orientada al mercado y la industria y las áreas
protegidas.
El origen del manejo de los montes, como intervención deliberada para
“mantenerlos en una condición deseada” (Menzies 1985), puede rastrearse
desde tiempos remotos: los seres humanos no solo interactuaron con su entorno
ecológico
como
cualquier
otra
especie
animal,
sino
que
hay
indicios
arqueológicos, reforzados por evidencias etnológicas del estudio de pueblos de
cazadores-recolectores, de intervenciones deliberadas sobre la estructura y
composición de los ecosistemas forestales y de aplicación de reglas sociales
sobre el uso de los recursos, de manera que es posible considerar la
existencia de un manejo incipiente y no solo de uso de los recursos forestales
desde la prehistoria (Rietbergen 2001). Los medios técnicos de intervención
eran limitados pero podían tener una influencia importante en los paisajes
forestales, especialmente a través del uso del fuego, la herramienta más
antigua para el manejo de la vegetación (Pyne 1996, Vale 2002). Aunque existen
muchos prejuicios sobre los impactos negativos de los incendios en los
ambientes forestales, el fuego ha sido desde hace mucho tiempo una herramienta
indispensable en el manejo forestal (Pyne 1996, Rietbergen 2001) y un
componente de la dinámica natural o histórica de los ecosistemas terrestres
(Pausas y Keeley 2009).
Con el origen de la agricultura los seres humanos comenzaron a transformar el
paisaje de una manera más profunda (Rietbergen 2001). Muchos de los sistemas
de manejo campesino que surgieron con la invención de la agricultura, integran
el cultivo de plantas anuales y perennes en las parcelas con el manejo de las
áreas forestales circundantes que proveen una gran variedad de recursos; en
estas no solo se recolectan leña, plantas alimenticias y medicinales o madera
para usos diversos, sino que además la corta selectiva y la propagación de
plantas sirven para regular la composición de la vegetación en los terrenos en
barbecho, lo cual puede considerarse como una forma de silvicultura (Barrera
et al. 1977, Toledo et al. 1978, 2003, Alcorn 1984, Sanabria 1986).
La persistencia de estos sistemas agroforestales campesinos es una modalidad
de manejo forestal que ha sido ignorada como tal y muchas veces desdeñada con
una actitud de arrogancia intelectual basada en la idea de que el manejo solo
es aquel que llevan a cabo los forestales profesionales, a pesar de que se
trata de los únicos ejemplos probados de sustentabilidad y que constituyen una
base para el diseño de nuevos métodos aplicables a la producción agrícola y
forestal modernas (Jardel y Benz 1993).
Estos sistemas agroforestales campesinos contribuyen tanto al sustento de
comunidades rurales como a la producción orientada al mercado y a la
conservación de biodiversidad (Toledo et al. 2003). Sin duda forman parte del
manejo forestal contemporáneo y merecen una mayor atención en la política
forestal y de conservación.
El apacentamiento de ganado en “agostaderos cerriles” es una forma de
intervención en áreas forestales ampliamente extendida en México desde la
Colonia hasta nuestros días. Es una de las formas más antiguas de uso de los
montes (Heske 1938, Rietbergen 2001) y debería ser considerada en el contexto
del manejo forestal como una práctica que puede mejorarse a través de la
regulación de la carga animal, rotación de potreros y control de las quemas de
agostaderos.
Los sistemas agroforestales campesinos reúnen los componentes fundamentales
del manejo forestal: incluyen un conjunto de intervenciones técnicas e
institucionales dirigidas a “mantener el bosque en una condición deseada”
(Menzies 1995), incluidas entre estas sistemas de derechos y normas de uso de
la tierra y los recursos (Acheson 1991, Bromley 1991, Ostrom 2000), la
rotación en el ciclo de cultivo-barbecho, las prácticas de selección de
especies
de
árboles
y
otras
plantas
que
son
toleradas,
favorecidas
o
cultivadas en las etapas de regeneración y sucesión de la vegetación y la
asignación
de
distintos
usos
(conservación,
apicultura,
cacería,
apacentamiento de ganado, obtención de forraje, alimentos, medicamentos,
resinas, madera, etc.) a las unidades del paisaje (Toledo et al.2003).
Con el surgimiento de sociedades complejas y ciudades, con un gobierno
centralizado y control de territorios extensos, surgieron las primeras formas
de administración a gran escala de los recursos forestales. Durante siglos la
madera constituyó un recurso esencial como fuente de energía y de materiales
para la construcción y la fabricación de muebles y diversos instrumentos. La
demanda de madera en los centros de población, el desmonte para la agricultura
y el apacentamiento de ganado, comenzaron a provocar la escasez de madera y
esto condujo al desarrollo de las primeras normas para la conservación de los
montes y la regulación de la cosecha de recursos desde la antigüedad
(Rietbergen 2001). Existen referencias de esto para el México prehispánico
(Simonian 1999).
Con la regulación centralizada del uso de los montes surgieron también los
primeros conflictos entre los grupos sociales dominantes y las comunidades
locales. La conocida historia de Robin Hood es un buen ejemplo de esto: este
personaje inicia su carrera de bandido social cazando furtivamente los ciervos
en una reserva forestal del rey normando, establecida sobre lo que eran las
tierras
histórico
comunales
de
los
sajones.
Esta
leyenda
refleja
un
antecedente
de los viejos conflictos entre áreas protegidas, zonas de veda o
concesiones de recursos con las comunidades locales.
En la Edad Media en Europa, la necesidad de conservar un recurso esencial y
difícil de transportar a distancia como la madera, dio origen al surgimiento
de la silvicultura y la ordenación forestal (Heske 1938). La demanda de madera
al inicio de la Revolución Industrial y la expansión del capitalismo, llevaron
a generar problemas de escasez y al surgimiento de la profesión forestal en el
siglo XVIII (Cotta 1817). Un administrador de las minas de Sajonia, Hans von
Carlowitz, preocupado por el abasto de madera, escribió un tratado de
Silvicultura
Oeconomica
(1713)
que
puede
considerarse
como
la
primera
publicación técnica acerca del principio de rendimiento sostenible (Vehkamäki
2005). En el México del siglo XVIII la escasez de madera alrededor de las
zonas mineras habría de llevar a establecer ordenamientos legales para la
administración de los bosques (Bogáti 1978).
Una cuestión determinante para el manejo forestal moderno es que para las
potencias coloniales de la Europa Atlántica era estratégico mantener el abasto
de madera para la construcción naval. Más allá de la anécdota histórica, el
desarrollo del control centralizado de un recurso natural estratégico es
relevante para entender por qué en el manejo forestal predomina un enfoque
centrado en la producción de madera y una legislación que otorga al estado la
administración de los bosques, muchas veces en conflicto con las comunidades
rurales. En estados-nación como España y Francia, y en sus colonias, las
marinas de guerra se encargaron de la administración de los bosques (Urteaga
1987) y en las colonias británicas u holandesas la explotación maderera fue
concesionada a compañías comerciales coloniales (Peluso 1992). A partir de
entonces,
las
legislaciones
forestales
establecieron
que
el
derecho
de
aprovechar la madera era una prerrogativa del estado, que podía autorizarla o
concesionarla a sus súbditos bajo la supervisión del gobierno y de forestales
profesionales.
La
impronta
militar-colonial
quedó
bien
asentada
en
los
servicios forestales y de conservación hasta nuestros días, con su inclinación
a los uniformes y la conducta autoritaria. Junto con la fe en el poder de la
ciencia y la técnica dio origen al enfoque de comando-y-control que Holling y
Meffe
(1996)
consideran
como
la
“patología
del
manejo
de
recursos
naturales”.
La administración centralizada de los recursos forestales dio lugar a una
historia de conflictos por el uso de la madera entre los poderes centrales y
las comunidades locales que persiste hasta nuestros días. En el caso de
México, las leyes sobre recursos naturales estratégicos como la madera, el
petróleo y los minerales, siguen arrastrando su impronta colonial.
Con el inicio de la Revolución Industrial el uso de los bosques cambió
significativamente.
La
madera
pasó
de
ser
“un
material
esencial
cuidadosamente racionado a una mercancía ordinaria cuya producción debía ser
gobernada por consideraciones financieras” y el principio de rendimiento
sostenido se convirtió en el de máximo beneficio (Heske 1938). El desarrollo
de transportes como el ferrocarril permitió el acceso a la madera de áreas
remotas y la producción se orientó al abastecimiento de la industria. En
algunos países europeos y en ciertas colonias se desarrollaron prácticas
silvícolas intensivas, pero en la mayor parte del mundo se intensificó la
explotación de madera con un enfoque extractivo, sin poner atención a la
regeneración de un recurso entonces abundante. Grandes extensiones de bosques
fueron arrasados en países como Estados Unidos antes de que se adoptaran
prácticas de manejo silvícola a principios del siglo XX (Cronon 1991).
Durante la era industrial se desarrollaron dos tipos de aprovechamiento
maderero orientado al mercado: uno industrial basado en la silvicultura
intensiva y otro extractivo en el cual la madera era explotada como si se
tratara de un recurso no renovable. El modo extractivo predominó en México
durante el siglo XIX y buena parte del XX; ejemplos de esto fueron las
concesiones de los bosques de Chihuahua a compañías ferrocarrileras y mineras
norteamericanas (Lartigue 1980) o los “imperios de la caoba” de las selvas
de Chiapas (González-Pacheco 1983, de Vos 1988) durante el Porfiriato. Solo en
algunas áreas, como los bosques alrededor de la Ciudad de México, comenzaron a
desarrollarse prácticas de silvicultura y ordenación (Quevedo 1931).
El modelo de explotación extractiva, descrito por Bunker (1985), es el
paradigma de lo insustentable: se basa en la extracción de recursos naturales
en áreas periféricas para abastecer de materia prima a industrias localizadas
fuera de estas, en las metrópolis urbano-industriales. La madera acumulada por
el crecimiento de los árboles a través de décadas o siglos, considerada como
un capital natural, es extraída con muy poca inversión de capital financiero,
infraestructura y trabajo en relación con las ganancias obtenidas cuando los
recursos son abundantes. El sistema se basa además en la explotación de
trabajadores que reciben bajos salarios laborando en condiciones precarias
férreamente controladas por los empresarios madereros, e incluso una tercera
fuente de acumulación para las empresas extractivas fue el abastecimiento de
alimentos y otros bienes básicos para la subsistencia de los trabajadores que
habitaban los campamentos de las áreas de extracción ubicadas en lugares
remotos.
Las economías extractivas son de naturaleza efímera: las rápidas ganancias
obtenidas inicialmente, cuando los recursos son fácilmente accesibles y
abundantes,
comienzan
a
disminuir
cuando
estos
tienden
a
agotarse;
a
diferencia de las economías productivas, los costos aumentan conforme crece la
escala de extracción y cuando los recursos comienzan a escasear, estas
economías se colapsan. Otro factor que lleva al colapso, como sucedió en el
caso de las maderas tintóreas, es que las materias primas sean substituidas
por productos sintéticos. En las economías extractivas no se invierte en
producir, solo se extrae valor de la naturaleza y la riqueza se transfiere a
las regiones donde se procesan las materias primas. Cuando las ganancias
disminuyen o el sistema se colapsa, el capital acumulado se transfiere a otros
sectores de la economía y lo que queda en las áreas forestales son bosques
degradados y comunidades humanas empobrecidas. La presión social puede llevar
a los gobiernos a intervenir con subsidios para mantener la producción
forestal y el empleo a través de empresas paraestatales o comunitarias, o
impulsando proyectos de “desarrollo” que llevan a una mayor degradación de
los montes o a su reemplazo por otros usos del suelo. Incluso el sistema
extractivo puede mantenerse, a pesar de ser incosteable, gracias al subsidio
que proviene de otras fuentes, desde remesas de migrantes hasta el lavado de
dinero del narcotráfico. Se produce lo que Clark (1996) ha llamado “efecto de
trinquete”: el proceso de sobreexplotación de los recursos se mantiene sin
poder dar marcha atrás (Freese 1997, Repetto y Gillis 1998).
En cuanto al modelo industrial de silvicultura, este se centró en crear
bosques divididos en rodales uniformes en edad y composición (el ideal del
bosque normal regular) para producir un rendimiento de madera continuo,
predecible y estable (máximo rendimiento sostenible), orientando el manejo con
criterios financieros y de administración de negocios (Meyer et al. 1961). En
este enfoque ha predominado la fe en el progreso, la ciencia y la técnica
y
la capacidad humana de controlar y mejorar la naturaleza, ideas que aún están
muy arraigadas en la ingeniería forestal. Las consecuencias de estas ideas,
aplicadas a ecosistemas complejos y dinámicos, han tenido secuelas no solo de
degradación ambiental sino también de agotamiento de los recursos (Holling y
Meffe 1996).
Tras los primeros intentos de silvicultura industrial a fines del Porfiriato,
no fue sino hasta los años 1940 que en México se extendió este modo de manejar
los
bosques
con
la
creación
de
“Unidades
Industriales
de
Explotación
Forestal” en las que se concesionaron los bosques a grandes industrias
madereras
y
papeleras,
como
parte
de
la
política
de
“desarrollo
por
substitución de importaciones”. Fue en estas unidades administradas por
corporaciones industriales privadas o paraestatales donde se pusieron en
práctica por primera vez métodos de silvicultura y ordenación como el “Método
Mexicano de Ordenación de Bosques Irregulares” (MMOBI) y el “Método de
Desarrollo Silvícola” (MDS), que se discuten más adelante.
Con el sistema de concesiones y de permisos de aprovechamiento otorgados a
empresas
indígenas,
madereras,
ejidos
los
y
dueños
de
particulares)
las
tierras
quedaron
al
forestales
margen
del
(comunidades
control
del
aprovechamiento comercial de la madera y reducidos al papel de rentistas; sus
derechos de tenencia de la tierra fueron prácticamente enajenados por las
concesiones, una especie de nuevos latifundios establecidos por decreto
(Jardel 1990, Alatorre 2000). Hacia el fin del período de las concesiones se
dieron en varias partes del país movimientos campesinos en contra de su
renovación, de los cuales surgió un nuevo modelo de manejo basado en empresas
forestales comunitarias (Jardel 1990, Galletti 1999, Alatorre 2000, Bray y
Merino 2004, Bray et al. 2005).
Una modalidad adicional de la actividad forestal en la era industrial,
relacionada con el modelo extractivo antes descrito, es la explotación
forestal clandestina, especialmente en áreas forestales vecinas a ciudades
donde hay demanda de madera. El “clandestinaje” o tala ilegal es uno de los
problemas crónicos del sector forestal mexicano, surgido por la combinación de
poblaciones rurales pobres, demanda de madera en los mercados urbanos,
imposición de vedas –una política que predominó entre los años 1930 y 1980 en
varias partes del país – y falta de capacidad para aplicar la ley en un marco
de corrupción e impunidad (Jardel 1990, Bray y Merino 2004). La explotación
clandestina compite fuertemente con las operaciones legales de producción
forestal.
La protección de hábitats y cuencas para la conservación de biodiversidad,
valores escénicos y fuentes de agua es otra modalidad del manejo de las áreas
forestales. Grandes extensiones del territorio mexicano estuvieron sujetas a
vedas a mediados del siglo XX y en las últimas décadas la superficie de áreas
protegidas ha aumentado considerablemente. Las áreas protegidas de México
abarcan
actualmente
19.4
millones
de
hectáreas
(9.7
%
del
territorio
nacional); dentro de estas se encuentra el 13.4 % de la superficie de selvas
húmedas, el 2.9 % de las selvas secas, 1.9 % de los bosques de coníferas, 8.5
% de los bosques mesófilos de montaña y 34.1 % de los humedales
(Bezaury y
Gutiérrez 2009).
Las áreas protegidas modernas surgieron a mediados del siglo XIX como una
reacción a los procesos de acelerada transformación de los paisajes naturales
(Runte 1986, Simonian 1999). El modelo de los parques nacionales de Estados
Unidos
ha
predominado
en
la
conservación
en
México.
Este
fundamentalmente en: (a) la protección legal de áreas extensas que
se
basa
contienen
valores naturales y culturales importantes para la conservación; (b) una
administración centralizada en una agencia del gobierno; (c) la restricción
del uso de recursos naturales y (d) la exclusión de la gente, exceptuando al
personal encargado del manejo y turistas cuya visita es controlada.
En México (Simonian 1999) las primeras iniciativas de protección de áreas
silvestres en el sentido moderno, se iniciaron a fines del siglo XIX y
principios del XX con leyes que permitían al gobierno federal establecer
reservas forestales en terrenos nacionales; se decretaron reservas como El
Chico, Hidalgo (1898) o el Parque Nacional Desierto de los Leones (1917). A
finales de los 1930, se establecieron varios parques nacionales promovidos por
Miguel Ángel de Quevedo durante el gobierno de Cárdenas; en las décadas
siguientes los intentos de conservación de áreas forestales se centraron en
las vedas del aprovechamiento forestal y las zonas protectoras de las cuencas
de captación de agua de las presas hidroeléctricas y los sistemas de riego
(Vargas 1982, Simonian 1999). En la práctica estas modalidades de conservación
existían solo en el papel de los decretos respectivos. Las vedas fueron poco
efectivas para asegurar la conservación de las áreas forestales y generaron
una serie de efectos perversos como la desvalorización de los bosques por la
imposibilidad legal de aprovechar la madera, lo que dio lugar a su conversión
a terrenos de uso agropecuario y al desarrollo de la explotación clandestina
de la madera (Jardel 1990).
Las vedas, al igual que las concesiones, fueron una forma de enajenación de
los derechos de tenencia de la tierra de comunidades agrarias y propietarios
particulares,
con
conservación
(Jardel
iniciativas
para
escasa
el
efectividad
1990).
A
finales
levantamiento
de
para
de
las
lograr
los
sus
setenta
vedas
e
propósitos
se
impulsar
de
desarrollaron
la
gestión
comunitaria de los bosques (Merino y Bray 2004).
También en los años setenta surgió una modalidad distinta de la conservación
con el desarrollo del concepto de reserva de la biosfera, partiendo de la
crítica
al
modelo
excluyente
de
los
parques
nacionales
y
buscando
la
integración de la conservación con el aprovechamiento sustentable de los
recursos naturales
(Halffter 1988). El modelo de reservas de la biosfera
asumía que las áreas silvestres no eran espacios deshabitados y planteaba
“abrir la conservación al hombre”. El modelo se basa en una zonificación que
las divide en zonas núcleo dedicadas a la conservación en sentido estricto,
rodeadas por zonas de amortiguamiento bajo manejo para uso múltiple. En un
principio este modelo de integración de conservación y desarrollo, fue
considerado una herejía por muchos conservacionistas, pero sucede que lo que
comienza como herejía tarde o temprano se vuelve superstición (según la frase
de Thomas Huxley): al adoptarse oficialmente el término de reserva de la
biosfera como categoría de manejo de áreas protegidas en la legislación
mexicana, el concepto comenzó a alejarse de su concepción original, sufriendo
una regresión hacia el modelo de parque nacional y el enfoque de de comando-ycontrol.
Sin
embargo
las
condiciones
sociales
existentes
en
el
campo
mexicano
(presencia de poblaciones humanas, estructura de la tenencia de la tierra y
usos tradicionales de los recursos), han llevado a que la mayor parte de las
categorías de manejo de áreas protegidas establecidas en la legislación
mexicana, correspondan a unidades de conservación bajo uso múltiple, esto es
“reservas de recursos manejados” según la Unión Internacional para la
Conservación de la Naturaleza (UICN), con porciones de zonas núcleo o
intangibles
que
corresponden
a
reservas
estrictas
en
la
clasificación
internacional (Dudley 2008). De acuerdo con los datos de Bezaury y Gutiérrez
(2009), el 80% de la superficie de áreas protegidas de México
corresponde a
categorías de manejo de uso múltiple. Esto implica el reto de poner en
práctica formas alternativas de aprovechamiento de los recursos naturales
compatibles con la conservación, entre las cuales el aprovechamiento forestal
sustentable es una de las más importantes para superar el conflicto histórico
entre el “desarrollismo” y el “preservacionismo”.
La figura 4 resume las modalidades del manejo forestal que han coexistido en
México en el último medio siglo. Los sistemas agroforestales campesinos se
basan en la regulación local, se orientan a la producción para el autoconsumo
o mercados locales e incorporan elementos de conservación. Las empresas
forestales comunitarias incorporan también elementos de conservación aunque
están orientadas principalmente a la producción industrial y al mercado de
madera, e incluyen también el abasto local de productos forestales. Las
empresas madereras privadas y concesiones se han centrado en la producción
comercial de madera y están sujetas a una regulación centralizada en la misma
empresa. El control gubernamental, a través de la autorización y supervisión
de permisos de aprovechamiento, aumenta conforme las actividades forestales se
orientan al mercado. Por último, las áreas protegidas se orientan a la
conservación
de
la
naturaleza
y
su
manejo
se
basa
en
la
regulación
gubernamental centralizada, aunque pueden incorporar en mayor o menor grado la
participación de comunidades locales y ciertos aspectos de producción en zonas
de amortiguamiento o de uso múltiple.
Grande
CONSERVACIÓN
ESCALA
Concesiones
(UIEF)
Empresas
forestales
comunitarias
Pequeña
Áreas
Protegidas
Sistemas
agroforestales
campesinos
Local
Empresas
madereras
PRODUCCIÓN
REGULACIÓN
Centralizada
Figura 4. Se muestra una tipología de los principales sistemas de manejo forestal en el caso de
México, ubicados a través de dos gradientes: en el eje X representa el espacio donde se toman
las decisiones para regular el manejo, desde el nivel local (unidad de producción familiar o
comunidad) al nivel centralizado en el gobierno o grandes corporaciones; el eje Y representa la
escala espacial de las operaciones de manejo. El manejo puede estar orientado a la conservación
o la producción y esta última puede destinarse al consumo local o al mercado regional, nacional
o internacional.
En resumen, las modalidades del manejo forestal moderno se han desarrollado en
torno a la centralización del control del manejo y la mercantilización de la
naturaleza. Esta última, que se inició con la madera y otros recursos, en las
últimas décadas se ha extendido a los servicios ambientales (agua, carbono,
biodiversidad), con la idea de generar incentivos económicos de mercado para
la conservación de los montes. Sin embargo, en un sistema económico dominado
por el consumo intensivo de mercancías y la especulación financiera, tanto la
producción forestal convencional como los mecanismos de mercado orientados a
incentivar
prácticas
sustentables
y
de
conservación,
compiten
muy
desfavorablemente con otras actividades dirigidas a la acumulación de capital
como la minería, la especulación inmobiliaria y los desarrollos residenciales
y turísticos en áreas boscosas o la producción de estupefacientes. Muchas
áreas forestales del país se encuentran actualmente bajo la presión creciente
de estas actividades, que forman parte del contexto del sector forestal.
Silvicultura y ordenación forestal
La madera es uno de los recursos forestales más importantes, no solo por su
utilidad como materia prima para diversos usos y su valor económico, sino
también porque la extracción de la biomasa leñosa es uno de los factores con
mayor efecto en la estructura y funcionamiento de los ecosistemas forestales.
En esta sección abordaremos las prácticas de silvicultura y ordenación que se
aplican en México para la producción de madera en los bosques de coníferas y
las selvas de zonas cálido-húmedas.
La silvicultura consiste en un conjunto de intervenciones que se aplican a la
escala de rodales para regular su composición de especies, estructura,
crecimiento y regeneración, con el fin de mantener la cosecha de madera a
largo plazo. La ordenación forestal se lleva a cabo a escala del bosque (el
conjunto
de
rodales),
regulando
la
cosecha
y
distribuyendo
espacial
y
temporalmente las intervenciones silvícolas.
El manejo de los bosques de coníferas
La silvicultura en bosques de coníferas se ha basado en los métodos básicos
que se ilustran en la figura 5. Los principios de estos métodos parten de los
requerimientos ecológicos y el comportamiento de la regeneración y crecimiento
de las especies forestales. Para la silvicultura uno de los atributos más
importantes de las especies es su capacidad para tolerar condiciones de sombra
(Baker 1950, Valladares y Niinimetz 2008). En términos generales podemos
diferenciar entre las especies heliófilas o intolerantes a la sombra, que
requieren claros grandes y alta disponibilidad de luz para establecerse y
crecer, como es el caso de los pinos, y las especies tolerantes a distintos
grados de sombra, que pueden establecerse bajo el dosel del bosque (se dice
que presentan regeneración avanzada) y aguantar en esas condiciones hasta que
la formación de claros por la muerte natural o corta de árboles del dosel
libera su crecimiento; este es el caso de varias especies de encinos y abetos
y la mayoría de las latifoliadas u hojosas.
El comportamiento de las especies en el proceso de sucesión ecológica, sirve
de guía para la silvicultura (Jardel y Sánchez-Velásquez 1989). Las especies
intolerantes a la sombra dominan las etapas tempranas de la sucesión después
de eventos de perturbación naturales o antropogénicos que forman claros
grandes
y
forman
rodales
coetáneos
(de
una
sola
cohorte
poblacional,
aproximadamente de la misma edad). En silvicultura se aplican métodos con
intensidades
de
corta
altas
(matarrasas,
árboles
semilleros
o
cortas
sucesivas; Fig. 5) para favorecer la regeneración de rodales coetáneos de
especies intolerantes (Smith et al. 1997).
Las especies tolerantes a la sombra pueden establecerse bajo el dosel formado
por la primera cohorte de árboles intolerantes y reemplazarlas a través del
tiempo como parte del proceso de sucesión (Oliver y Larson 1990). En las
etapas sucesionales avanzadas, se forman rodales incoetáneos, constituidos por
varias cohortes o grupos de edad de árboles. Si no ocurren nuevos eventos de
perturbación que reinicien la sucesión, esta estructura se mantiene por
períodos largos de tiempo. En la silvicultura de especies tolerantes se
aplican métodos con bajas intensidades de corta (Smith et al. 1997), como
selección individual o en grupos (Fig. 5).
La corta selectiva puede aplicarse
también en el caso de especies intolerantes en bosques abiertos de zonas secas
donde es el agua, y no la luz, el factor limitante para el crecimiento de los
árboles.
Dado que el tipo de cortas de regeneración es determinante en la composición
de especies arbóreas y en la estructura coetánea o incoetánea de los rodales,
los diferentes sistemas silvícolas (Fig. 5) se definen en función del método
de regeneración utilizado (Smith et al. 1997). Estos métodos son la base para
otros sistemas más complejos en las selvas tropicales (Lamprecht 1990).
La regeneración después de la corta puede lograrse a través de procesos
naturales, por semilla o rebrotes vegetativos, o a través de la siembra o
plantación artificial. En el caso de los métodos silvícolas que producen
rodales coetáneos, el período entre la corta inicial de regeneración y la
corta final para reiniciar un nuevo rodal, se denomina turno o rotación.
Durante el desarrollo del rodal se aplican cortas intermedias para reducir la
competencia entre los árboles (Smith et al. 1997); los árboles que crecen
mejor dominan en el dosel de los rodales mientras que los que crecen más lento
van quedando “suprimidos” y mueren en un proceso natural de autoaclareo
(Oliver y Larson 1990) y en silvicultura se emula este proceso a través de las
cortas intermedias, extrayendo los árboles suprimidos que van a morir y
dejando los árboles dominantes para cortarlos después en intervenciones
sucesivas.
En
crecimiento
y
el
método
conformación
de
se
árboles
dejan
semilleros
como
fuente
los
de
árboles
semillas
con
mejor
para
la
regeneración del rodal del siguiente turno (Fig. 6). El establecimiento del
renuevo depende no solo del tipo de corta de regeneración, sino también de la
aplicación de otros tratamientos dirigidos a crear condiciones de suelo
favorables y a controlar la competencia de las especies de interés con otras
especies arbóreas, arbustivas y herbáceas (Smith et al. 1997).
En México se han aplicado distintos métodos de silvicultura en los bosques de
coníferas desde finales del siglo XIX; inicialmente se intentó la adopción de
métodos europeos, pero estos fueron inadecuados porque habían sido diseñados
para bosques relativamente uniformes y menos complejos (Caballero-Deloya
2000). Los problemas de degradación causados por la explotación de la madera,
que se observaban en muchas áreas del país y la falta de confianza en la
aplicación de técnicas intensivas y en la capacidad gubernamental para aplicar
la ley, llevaron a establecer lineamientos de manejo conservadores.
Intensidad de la corta de regeneración, tamaño de claros
Bosque no
intervenido
Selección
individual
Selección en
grupos
Árboles
semilleros
Matarrasa en
franjas
Matarrasa en
parches
Figura 5. En este esquema se ilustran los sistemas silvícolas básicos que se aplican en los
bosques, ordenados de arriba abajo en función de la intensidad de las cortas de regeneración y
el tamaño de los claros que se abren durante estas intervenciones. A la izquierda se esquematiza
la distribución de los claros abiertos por las cortas en la matriz del bosque (las figuras oscuras
representan las copas de los árboles); a la derecha se presenta la estructura vertical de la
vegetación arbórea.
1
CL
CRI
3
2
CRF
6
AC
4
5
Figura 6. El sistema de árboles semilleros es uno de los más empleados actualmente en la
silvicultura de los bosques de pino de México. Se ilustra un período de rotación con un turno de
50 años y cortas intermedias con un ciclo de 10 años. El proceso parte de una condición inicial de
un rodal que ha llegado a la madurez (1), donde se aplica una corta de regeneración inicial (CRI)
dejando los árboles más vigorosos y con mejor conformación como semilleros; se reinicia el
desarrollo de un nuevo rodal a partir de la regeneración natural que puede ser complementada
con plantación y en esta etapa el rodal mantiene una estructura de dos edades o bietánea (2).
Una vez establecido el rodal, a los 5 o 10 años, se puede hacer la corta de liberación (CL) para
extraer a los árboles semilleros junto con un aclareo pre-comercial (o pre-aclareo) para regular la
competencia entre los árboles de la nueva cohorte establecida, que conforma un rodal coetáneo
(3). El crecimiento de los árboles va ocupando el espacio disponible y los árboles se comienzan a
diferenciar en su crecimiento y posición en el dosel (4); para regular la competencia se aplican
aclareos (AC) extrayendo los árboles que van quedando suprimidos y dejando a los dominantes
con mejor potencial de crecimiento (5-6); en el ejemplo estos aclareos pueden hacerse a los 20,
30 y 40 años. Por último se aplica la corta de regeneración final (CRF) y el ciclo se reinicia.
Imitando el ejemplo de Estados Unidos, donde entre los años 1930 y 1950 se
generalizó el método de corta selectiva en los bosques manejados por el
servicio forestal (Smith 1992), forestales mexicanos diseñaron el “Método
Mexicano de Ordenación de Bosques Irregulares” (MMOBI; Rodríguez-Caballero et
al.
1966) que prácticamente se convirtió en el “método oficial” hasta los
años setenta.
El MMOBI partió de las restricciones normativas impuestas al aprovechamiento
de la madera en aquellos años, corta selectiva y diámetro mínimo de corta (de
40 cm para los pinos) introduciendo ciertas modificaciones como una intensidad
de corta variable según el incremento corriente de volumen de cada predio o
rodal y un ciclo de corta fijo, respetando la intensidad máxima de corta de
30-40% de las existencias. La posibilidad de corta se calculaba asumiendo que
el volumen del bosque se incrementa exponencialmente. El método se dirigía a
la modificación de las características de las masas forestales a fin de
obtener una composición balanceada de edades múltiples,
con tantas clases de
edad como años tenga el turno y conservando la espesura del bosque, utilizando
como criterio de regulación los incrementos volumétricos y la estructura de
diámetros. También se buscaba mejorar el estado sanitario y la calidad de los
rodales cortando el arbolado dañado, defectuoso, enfermo o plagado. Una vez
que se hubiera logrado una estructura balanceada de los rodales, se esperaba
un reclutamiento continuo de una categoría de edad a otra, lo cual permitiría
un rendimiento sostenido.
El problema con el MMOBI es que la corta selectiva no es adecuada para la
silvicultura de especies intolerantes a la sombra como los pinos que requieren
claros grandes para regenerar; además de esto, en bosques mixtos las especies
intolerantes, como los encinos y latifoliadas, tienden a ocupar los claros
pequeños abiertos por la extracción de los pinos (Smith 1992, Jardel 1985). En
consecuencia, la aplicación del MMOBI produjo una reducción de las existencias
de pino y su reemplazo por encinos y latifoliadas tolerantes y, debido a que
se
estaban
extrayendo
los
árboles
dominantes
con
mayor
potencial
de
crecimiento y dejando los árboles suprimidos, se provocó la formación de
rodales con un pobre crecimiento y malas condiciones sanitarias (Negreros y
Snook 1984).
En muchos lugares el método se aplicó solo en el papel de los planes de
ordenación; en la práctica se cortaron los mejores árboles, “descremando”
los bosques. A veces las intensidades de corta fueron altas y esto favoreció
la regeneración de masas densas de pino, pero esto fue un resultado accidental
de la búsqueda de la mayor ganancia en el menor plazo y no de la aplicación de
criterios silvícolas (Jardel 1998).
Aplicar correctamente métodos de selección requiere de un alto grado de
sofisticación técnica y la corta de las distintas especies, muchas de las
cuales no tienen una demanda de mercado. Por otra parte, la adopción de un
método supuestamente conservador, pero que implica distribuir la extracción de
árboles aislados en áreas extensas, la construcción de una red de brechas de
saca tiene impactos en los suelos, la hidrología y la fragmentación del
bosque, además de altos costos económicos, ya que los rendimientos por unidad
de superficie son relativamente bajos. La aplicación del MMOBI fue haciéndose
poco rentable conforme las existencias de madera fácilmente accesible de
árboles grandes se fueron reduciendo y el método comenzó a ser cuestionado
(Zerecero y Pérez 1981).
Reconociendo que la silvicultura de especies intolerantes a la sombra como los
pinos
requiere
de
intervenciones
que
produzcan
claros
grandes
para
su
regeneración, a mediados de los años 1970 se desarrolló el MDS, Método de
Desarrollo Silvícola (SFF 1982); este se ha basado principalmente en el método
de árboles semilleros (Fig. 6), sin excluir la posibilidad de aplicar otras
técnicas como matarrasas o cortas sucesivas, o incluso cortas selectivas y de
mejoramiento en áreas con restricciones por la pendiente. El objetivo de la
aplicación del MDS es convertir bosques irregulares en regulares al final del
turno y asegurar la producción continua y uniforme de madera para la
industria.
La aplicación del MDS implica una silvicultura intensiva con la aplicación de
distintos
tipos
de
cortas
(de
regeneración,
liberación
y
aclareos),
tratamientos de sitio y una mayor atención al cuidado de la regeneración; su
utilización representó un avance importante en la silvicultura mexicana. El
concepto de regeneración con árboles semilleros era más también más fácil de
aceptar en comunidades campesinas dueñas de bosques. Aunque el método se basa
en principio en la regeneración natural, utilizando la plantación solo como
complemento, la desconfianza en la posibilidad de cambios de uso del suelo y
el interés en restablecer rápidamente las masas arboladas para obtener mayores
beneficios, llevó a una utilización generalizada de reforestación con planta
producida en viveros. Esto puede ha sido cuestionado porque la plantación
aumenta
los
costos
de
operación,
aunque
también
genera
empleo
en
las
comunidades, la planta utilizada puede no ser de buena calidad o procedencia y
además puede reducir la diversidad genética de las poblaciones de árboles
(Perry 1998), aunque en la mayoría de los casos se utiliza semilla de la
localidad, y cuando hay buena regeneración la combinación de esta con la
plantación produce rodales densos, saturados, que crecen más lentamente y en
los que se hace necesario aplicar aclareos pre-comerciales. Otra crítica al
MDS es su orientación hacia la producción de unas pocas especies de pinos, con
la eliminación de los encinos y las latifoliadas, consideradas como especies
de bajo valor comercial o “indeseables”, lo que a la larga afecta la
diversidad de los bosques.
El MDS ha funcionado razonablemente bien en muchos lugares, pero ha enfrentado
también una serie de problemas, entre estos los bajos precios de productos
secundarios y terciarios de madera, lo cual limita la posibilidad de aplicar
adecuadamente los aclareos en una forma rentable; otro es la dificultad de
aplicar la corta de liberación (la extracción de los árboles semilleros), en
terrenos montañosos y con la tecnología de extracción disponible, sin dañar la
regeneración establecida. Además de esto, los crecimientos de los árboles
pueden ser más lentos que lo esperado y la disponibilidad de árboles de
diámetros grandes en bosques manejados con turnos cortos ha tendido a
disminuir.
Esto ha llevado a los silvicultores a buscar otras alternativas,
como la aplicación de matarrasas con plantación inmediata; esta técnica puede
ser efectiva, pero su uso ha sido cuestionado por su impacto potencial en los
suelos y las cuencas y actualmente es objeto de debate.
Además del MMOBI y el MDS –que comenzó a convertirse en su sucesor como el
“método oficial” en los bosques de pino– en México se han aplicado otros
métodos. A principios de los noventa se desarrolló el Sistema de Conservación
y Desarrollo Silvícola (SICODESI) como resultado de la colaboración de
forestales mexicanos y finlandeses; este no es en sí un método de manejo sino
un sistema que permite, con la ayuda de programas de cómputo, el análisis de
la
información
de
inventarios
y
la
toma
de
decisiones
sobre
posibles
escenarios en los cuales se puede aplicar una combinación variable de métodos
de regeneración y tratamientos. Con el SICODESI se incorporaron también otros
elementos como la combinación de planes de manejo estratégicos, de largo
plazo, complementados con programas operativos de corto plazo que pueden irse
ajustando con la actualización de información de inventario y la observación
de las respuestas de los rodales a las intervenciones.
El uso del SICODESI se volvió popular porque contribuyó a facilitar el
análisis de los datos de inventario y los cálculos necesarios para la
planificación
de
las
operaciones
silvícolas.
Esto
ha
sido
un
progreso
importante, pero el problema es que algunos técnicos llegaron a creer que un
programa de cómputo puede sustituir la capacidad de decisión del silvicultor
basada en sus conocimientos y experiencia y en la observación continua de la
respuesta de los bosques al manejo. Al igual que con el MMOBI y el MDS, con el
SICODESI se ha tendido a caer en la aplicación de una receta en cualquier tipo
de condiciones, en lugar de adaptar el manejo al contexto del lugar.
Otras
prácticas
de
manejo
innovadoras
han
incorporado
criterios
de
conservación y uso múltiple. Por ejemplo, en las comunidades de la Unión
Zapoteco-Chinanteca (UZACHI) de la Sierra Norte de Oaxaca, la utilización de
técnicas participativas en la planificación del manejo del territorio ha
permitido una zonificación de los terrenos comunales estableciendo zonas de
conservación y áreas de producción con distintos usos (para la producción
comercial o de autoconsumo) y distintas intensidades de manejo, algunas bajo
turnos cortos de 40-50 años y otras con turnos más largos, de 60 años, para
producir madera de mayores dimensiones (Chapela y Lara 1995), lo cual
contribuye a mantener un mosaico de condiciones de hábitat importantes para la
conservación de biodiversidad. Otro ejemplo es la aplicación del concepto de
manejo del paisaje en Mascota, suroeste de Jalisco; partiendo del hecho de que
la cosecha de madera durante varias décadas ha contribuido a crear bosques
formados por rodales secundarios jóvenes, estructuralmente simples, típicos de
etapas tempranas de la sucesión, aumentando la fragmentación y reduciendo la
conectividad entre hábitats críticos para la biodiversidad, el manejo se ha
reorientado con prescripciones diseñadas para cada rodal, combinando distintos
tratamientos y buscando favorecer el desarrollo de algunos rodales con
características de madurez y un mosaico de hábitats en distintas etapas de
desarrollo (Mendoza et al.2005). En los aprovechamientos forestales en la zona
de amortiguamiento de la Reserva de la Biosfera Sierra de Manantlán se aplican
prácticas como la conservación de árboles latifoliados, árboles muertos en pie
y troncos caídos para mantener diversidad estructural en áreas manejadas bajo
el sistema de árboles semilleros y las áreas de aprovechamiento se distribuyen
en un mosaico del paisaje que incluye rodales dedicados a la conservación de
biodiversidad y la protección de cuencas Jardel 2010).
100
94 %
90
87 %
84 %
80
70
60
50
40
30
20
19%
10
0%
0
MAT
ASE
CSU
SEL
MIX
Figura 7. Sistemas silvícolas aplicados en 31 operaciones forestales certificadas en bosques de
pino-encino. Las barras indican el porcentaje del número de predios o conjuntos de predios de
acuerdo con la información reportada en los informes públicos de certificación. MAT, matarrasa;
ASE, árboles semilleros; CSU cortas sucesivas de protección y SEL, selección individual o en
grupos. El 87% de estas operaciones aplican dos o más de estos métodos, con un sistema
silvícola mixto (MIX). (Fuente: www.smartwood.org.).
Una revisión de 31 operaciones de manejo forestal en bosques de coníferas que
están certificados, nos da una idea de cuáles son los sistemas silvícolas
aplicados en México. Se revisaron los informes públicos de certificación de
dichas operaciones (www.smartwood.org); de las 31, 20 se encuentran
en el
norte del país en Chihuahua (3) y Durango (17) y 11 en la zona subtropical en
Oaxaca (6), Puebla (2) y el resto en Chiapas, Guerrero y Michoacán. En la
mayoría (84%) se utiliza el método de árboles semilleros y el de matarrasa en
el 19%; un 94% de las operaciones utiliza corta selectiva como el método
principal o en combinación con los otros, por lo cual el 84% de las
operaciones usa métodos mixtos. El sistema de cortas sucesivas no se está
aplicando en ninguna de las operaciones de manejo consideradas (Fig. 7).
Otro estudio realizado en el estado de Durango (Hernández-Díaz et al. 2008)
presenta
información
de
los
métodos
aplicados
en
229
predios;
el
52%
utilizaron el MDS, 20% el MMOBI, 6% el SICODESI, 6% un método mixto y el resto
métodos desarrollados regionalmente como el SIMBUS (Sistema Integral de Manejo
de Bosques de la Unidad Santiago, el 8%) y el SMIFT (Sistema de Manejo
Integral Forestal de Tepehuanes, el 7%).
El manejo en las selvas tropicales
Las selvas de zonas cálido-húmedas son más complejas estructuralmente y su
composición de especies es más diversa que la de los bosques de coníferas, lo
cual representa un reto para su silvicultura y ordenación con criterios
comerciales determinados por la demanda de mercado de unas pocas especies de
interés económico (Lamprecht 1990).
Mientras que los sistemas agroforestales campesinos en los trópicos se
adaptaron
a
las
condiciones
de
diversidad
biológica
y
heterogeneidad
ambiental, a través del uso múltiple a diferentes escalas (Toledo et al. 1976,
1978, 2003, Barrera et al. 1977, Sanabria 1986, ), los sistemas
de producción
modernos buscaron la transformación de la selva en monocultivos agrícolas,
pastizales para la ganadería y plantaciones, explotando comercialmente la
madera en operaciones únicas como parte del desmonte o cortando selectivamente
unas cuantas especies comerciales.
Las
selvas
han
sido
consideradas
como
“frontera”
para
la
expansión
agropecuaria en el marco de políticas desarrollistas (Toledo et al. 1976,
Ewell y Poleman 1980, Szekely y Restrepo 1988, Tudela 1990, Santiago 2006),
convirtiéndola en “un recurso natural no renovable” (Gómez-Pompa et al.
1972), con graves consecuencias de deterioro ambiental. La apreciación de las
funciones
ambientales
de
las
selvas
no
fue
percibida
hasta
que
las
consecuencias de la deforestación saltaron a la vista (Lamprecht 1990). Una
respuesta a la deforestación tropical ha sido el establecimiento de áreas
protegidas, lo cual ha generado en muchos casos situaciones de conflicto con
la población local al no plantear alternativas para satisfacer sus necesidades
económicas ni tomar en consideración los aspectos sociales y culturales.
En las selvas de México, cómo en otras regiones de los trópicos, la
explotación de la madera se llevó a cabo a través de sistemas extractivos,
generando un proceso de “empobrecimiento socioecológico” (Gallopin et al.
1986). Las llamadas “maderas preciosas tropicales” como la caoba (Swietenia
macrophylla) y el cedro rojo (Cedrela odorata), o las maderas tintóreas
(Haematoxylum campechianum)
fueron explotadas para satisfacer su demanda en
Europa (González-Pacheco 1984, De Vos 1988, Pennington y Sarukhán 1998).
En resumen, en las selvas húmedas del trópico mexicano la explotación de la
madera se ha centrado, históricamente, en unas pocas especies de alto valor
comercial, predominando la conversión de la cubierta forestal a cultivos y
potreros y la extracción selectiva de carácter minero, provocando degradación
ambiental. Una excepción es el surgimiento a principios de los 1980 de las
primeras operaciones de manejo forestal comunitario de las selvas del sur de
la Península de Yucatán (Acopa y Boege 1999, Galletti 1999).
La experiencia del Plan Piloto Forestal de Quintana Roo (PPF) y especialmente
el caso de la Sociedad de Productores Ejidales de Quintana Roo (SPFEQR), ha
sido considerada como “uno de los esfuerzos más prometedores de producción
forestal sustentable, tanto socioeconómicamente como ecológicamente” (Kiernan
y Freese 1997). Este caso ha sido descrito y analizados en varios trabajos
(Argüelles 1991, Kiernan y Freese 1997, Flaschsenberg y Galletti 1999,
Galletti 1999) en los que se basa el siguiente resumen.
Casi la totalidad del áreas selvática de Quintana Roo fue repartida a ejidos
durante la década de los años treinta y cuarenta; la dotación se hizo con un
criterio forestal, pensando en el aprovechamiento de maderas tropicales como
cedro y caoba y la extracción del chicle de Manilkara zapota. A principios de
los cincuenta se estableció una concesión bajo el mismo esquema rentista de
otras partes del país. Paradójicamente, en forma paralela a la concesión se
impulsaron procesos de desmonte
subsidiados por el propio gobierno a través
de apoyos a los ejidatarios para proyectos agropecuarios, lo cual condujo a la
deforestación de superficies considerables.
Con la concesión se dio una forma de manejo incipiente aplicando las recetas
de corta selectiva y diámetro mínimo, con un ciclo de corta de 25 años,
determinado con datos disponibles en la literatura y observaciones empíricas.
El resultado de 30 años de la concesión fue el descreme de la selva, ya que el
aprovechamiento se dirigió a los mejores árboles, y además se ejerció la
posibilidad de corta en la selva que se iba reduciendo a consecuencia de los
desmontes agropecuarios. No fue hasta que en 1983 finalizó la concesión cuando
los ejidos tomaron en sus manos el aprovechamiento y con el apoyo del PPF
comenzaron a desarrollar mejores prácticas silvícolas. El proceso se orientó
bajo el principio de que la conservación de las selvas depende de su
aprovechamiento racional como una alternativa económica para los ejidos; se
redefinió el papel del servicio forestal que, en lugar de ser un organismo de
control y vigilancia, debería de cumplir funciones de promoción y apoyo a las
empresas forestales campesinas, que asumían el control de la actividad
forestal
como
sujetos
activos
a
través
del
desarrollo
de
sus
propias
industrias forestales.
Un aspecto fundamental del enfoque adoptado fue el establecimiento de un área
forestal permanente, delimitando las superficies que debían mantenerse a largo
plazo con cobertura de selva, destinadas a abastecer a las empresas forestales
ejidales, evitando su conversión a usos agropecuarios; este fue el primer paso
para la planificación del manejo forestal. Al principio el objetivo principal
del PPF era detener la dinámica de desmonte y estabilizar la frontera
forestal. La división de la selva en áreas de corta, permitió un control
espacial de las actividades de aprovechamiento con un criterio que resultaba
comprensible para los ejidatarios y el hecho de establecer la relación entre
el predio como unidad de tenencia de la tierra y la selva como área de
administración forestal, fue otro avance respecto a la etapa anterior de la
concesión, en la cual las divisiones forestales no coincidían con las
prediales.
En la etapa inicial el manejo se centró en la adopción de unas pocas medidas
silvícolas que aseguraran un mínimo de racionalidad técnica, al mismo tiempo
que fueran comprensibles para los campesinos y permitieran continuar con el
aprovechamiento para generar beneficios económicos que estimularan a los
ejidatarios a conservar la selva bajo aprovechamiento. Se mantuvo el método de
selección con un ciclo de corta de 25 años, pero con variaciones (individual,
en grupos y en bosquetes), para abrir claros más grandes, necesarios para el
establecimiento
de
la
regeneración
de
especies
como
la
caoba
que
son
intolerantes a la sombra; se estableció un diámetro mínimo de corta de 55 cm
para la caoba y cedro y de 35 cm para otras especies y se definió que la corta
debía de mantener una proporción del volumen de corta de 2:1 para el
aprovechamiento de las especies “corrientes tropicales” en relación a las
“preciosas”
y
se
comenzó
a
complementar
la
regeneración
natural
con
plantaciones de enriquecimiento. Se iniciaron los trabajos de inventario y
posteriormente se desarrolló una red de parcelas permanentes y se integró un
sistema de información geográfica.
En una segunda etapa comenzaron a desarrollarse prácticas silvícolas más
avanzadas, con una mejor delimitación de las áreas de corta, sistemas de
inventario más precisos, selección de los árboles a cosechar y plantaciones de
enriquecimiento. El modelo silvícola fue revisado a partir de nuevos datos de
inventarios, estudios de crecimiento y la consideración de la variabilidad en
las condiciones de sitio y se mejoraron las prácticas de ordenación y
extracción.
La caoba, que es una de las especies dominantes en las selvas de la región y
la
de
mayor
valor
y
demanda
comercial,
es
la
especie
guía
para
la
silvicultura. El ciclo de corta de 25 años fue definido asumiendo que las
caobas alcanzan la madurez (o el diámetro mínimo de corta de 55 cm) a los 75
años, con incrementos de 0.7 cm año-1 en diámetro (Flaschenberg y Galletti
1999), aunque estos pueden variar entre 0.3 y 1.1 cm año-1
según las
condiciones de sitio y de densidad de la vegetación (Snook 1993). El área
forestal se subdividió en unidades de corta en función del ciclo de 25 años;
la rotación de un área (75 años) se completa con tres ciclos de corta. Los
árboles con diámetro igual o mayor a 55 cm son cosechados, asumiendo que serán
reemplazados en el siguiente ciclo de 25 años por el crecimiento de los
árboles de clases de tamaño y edad inferiores, que a su vez son reemplazados
por la incorporación del renuevo establecido por regeneración natural o por
plantaciones de enriquecimiento. El criterio de diámetro mínimo de corta es
aplicado de manera flexible para permitir cortas intermedias de mejoramiento;
para las otras especies se sigue manteniendo un diámetro mínimo de 35 cm, lo
cual debe ser revisado ya que implica una selección negativa para las especies
de crecimiento más lento, pero inicialmente permitía contar con un criterio
mínimo del manejo (Flaschenberg y Galletti 1999).
El cálculo de la posibilidad de corta ha sido conservador y menor al que se
aplicaba en el período de la concesión; se programó una intervención máxima
del 30% de la superficie o del área basal y se planteó la conveniencia de
aplicar la selección por bosquetes para abrir espacios para la regeneración de
la caoba y otras especies heliófilas. En la mayor parte de las áreas de
aprovechamiento
la
plantación
de
enriquecimiento
es
necesaria
para
complementar la regeneración natural y asegurar la cosecha futura.
Una buena aplicación del modelo silvícola adoptado implica el aprovechamiento
no solo de la caoba sino de otras especies, para regular la composición de la
selva y abrir claros suficientemente grandes para la regeneración. La selva de
Quintana Roo contiene una alta diversidad de especies arbóreas; unas 20 tienen
usos comerciales pero solo una docena han sido aprovechadas. La viabilidad
económica de las empresas forestales ejidales de Quintana Rooo ha dependido de
la caoba, pero ha sido difícil introducir en el mercado las especies menos
conocidas, cuyo aprovechamiento es necesario como parte del modelo silvícola
(Flaschenberg y Galletti 1999). Mientras que se ha cosechado la posibilidad de
corta programada para la caoba, el volumen extraído de maderas suaves y duras
de otras especias ha sido entre la mitad y la quinta parte de lo planeado
(Kiernan y Freese 1997).
Idealmente la silvicultura de la caoba y otras especies de árboles tropicales
intolerantes a la sombra debe basarse en intensidades de corta que abran
claros grandes (Snook 1999), pero este es un criterio difícil de aplicar en un
contexto en el cual persisten procesos de deforestación, lo cual hace poco
viable la aceptación social de intervenciones intensivas, por lo cual se optó
por
mantener
el
método
de
selección,
preferentemente
por
bosquetes
y
asistiendo la regeneración con la plantación de enriquecimiento (Flaschenberg
y Galletti 1999). Esta situación muestra las dificultades de conciliar los
criterios científicos y técnicos de la silvicultura con las condiciones del
contexto social. La racionalidad técnica ha tenido que adaptarse a soluciones
prácticas como parte de un procesos que puede irse mejorando y afinando
paulatinamente, pero que está lleno de obstáculos impuestos no solo por las
condiciones socio-ecológicas, sino también por un contexto de políticas
gubernamentales contradictorias.
El manejo de las selvas en Quintana Roo era un ejemplo exitoso y prometedor a
mediados de los noventa; si bien la intervención de la selva implica una
transformación del ecosistema forestal, representa también un incentivo para
la conservación de la cobertura forestal y permitió reducir las tasas de
deforestación (Kiernan y Freese 1997). Pero el modelo mostraba condiciones de
avance diferentes en los distintos ejidos y enfrentaba una serie de problemas
no resueltos; la colaboración entre las organizaciones que participaron en el
PPF creó condiciones políticas y socioeconómicas favorables para el impulso de
la actividad forestal y la conservación de la cobertura selvática, pero fue
abandonándose sin que se hubiera consolidado el proceso de desarrollo de una
silvicultura
tropical
comunitaria.
El
mercado
y
la
tecnología
de
transformación de la madera han sido una limitación para la aplicación del
modelo de silvicultura, que implicaba aprovechar no solo la caoba sino también
otras especies. La competencia con madera de otras partes del país o
importadas ha sido otro factor limitante en el desarrollo de las empresas
ejidales
de
la
región.
Los
programas
gubernamentales
que
fomentan
las
actividades agropecuarias y por lo tanto el desmonte, los cambios en la
legislación forestal a partir de 1992 y el programa de titulación de tierras
ejidales (PROCEDE) que favorece tendencias a la parcelización afectando el
manejo de tierras forestales de uso común, han sido otros factores que han
entorpecido el manejo de la selva (Galletti 1999, Fleschenberg y Galletti
1999). El caso de Quintana Roo demuestra tanto las potencialidades como las
limitaciones del manejo forestal comunitario y la complejidad de los factores
sociales y ecológicos que influyen en el manejo forestal.
Conservación y producción forestal
La conservación de los ecosistemas es uno de los tres objetivos centrales del
manejo forestal. Mantener a largo plazo la productividad forestal depende de
la conservación del agua, los suelos, la diversidad de especies y la
diversidad genética (Perry 1998). La adopción de prácticas de conservación en
áreas
de
aprovechamiento,
que
forman
la
matriz
circundante
de
áreas
protegidas, es indispensable para la mantener biodiversidad (Lindenmayer y
Franklin 2002). La conservación es un aspecto integral del enfoque de manejo
de ecosistemas (Christensen
et al. 1996) y de una silvicultura ecológica
(Franklin et al. 2007).
Cuadro 4. El “ABCD” de los componentes fundamentales de la conservación en el manejo de
ecosistemas forestal: (a) agua y suelo, (b) biodiversidad, (c) clima y el balance de carbono y (d)
dinámica de los ecosistemas; se muestran procesos ecológicos o valores sociales fundamentales
en cada factor y su relación con el manejo.
FACTORES CLAVE:
PROCESOS/VALORES
MANEJO
AGUA Y SUELO
BIODIVERSIDAD
CARBONO Y
CLIMA
•
•
•
•
Ciclos de agua y nutrientes
Formación de suelos
Productividad del sitio
Servicios hidrológicos
•
•
•
•
•
Regulación de procesos ecosistémicos Conservación de:
Interacciones bióticas
•
Hábitats críticos , corredores
Evolución y adaptación
(paisaje/unidad de ordenación)
Recursos bióticos
•
Componentes del hábitat (rodales/áreas
Valores éticos y estéticos
de producción)
•
Diversidad genética
•
Ciclo del carbono (fotosíntesis/
productividad primaria,
respiración/descomposición,
combustión/incendios)
Mitigación del cambio climático
(balance de carbono)
•
Regímenes naturales o históricos de
perturbación
Variabilidad natural
Regeneración
Sucesión
Dinámica de poblaciones
Prevención de desastres
•
•
•
DINÁMICA
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
Manejo de cuencas
Conservación de suelo y agua
Mitigación de impacto de la cosecha y
extracción
Reducción de emisiones (conservación
de bosques, eficiencia energética en
cosecha e industrialización)
Restauración y reforestación
Manejo del fuego
Emulación de regímenes naturales o
históricos en la silvicultura
Conservación de la variabilidad natural en
el paisaje
Manejo del fuego
Manejo de plagas y enfermedades
Mitigación de impacto ambiental
El manejo sustentable de los ecosistemas forestales debe de poner atención a
cuatro componentes fundamentales que constituyen el “ABCD” del manejo de
ecosistemas terrestres (cuadro 4): a) agua y suelos (el papel de la vegetación
en la regulación de los ciclos de agua y nutrientes, la protección de cuencas
y la formación de suelos) , b) biodiversidad (las funciones de los organismos
vivos en la dinámica de los ecosistemas y su papel como recursos bióticos), c)
clima y carbono (la influencia de la cobertura forestal en el clima local y
regional y en el balance de carbono y la regulación del clima a escala global)
y d) la dinámica de los ecosistemas cuya integridad depende de mantener su
variabilidad natural (Jardel 2010).
Aunque el aprovechamiento forestal implica cierto grado de transformación de
los
ecosistemas,
constituye
un
incentivo
para
su
conservación
y
una
alternativa mucho mejor que la deforestación y el cambio de uso del suelo (ver
Freese 1997 en torno al debate de “usarlo o perderlo”). Los ejemplos de
manejo
forestal
comunitario
en
México
demuestran
el
potencial
de
la
integración de la conservación con la producción (Toledo et al. 1978, 2003,
Chapela y Lara 1995, 1996, Kiernan y Freese 1997, Flaschenberg y Galletti
1999, Galletti 1999, Bray y Merino 2004, Bray et al. 2005). El establecimiento
de áreas de conservación dentro de unidades de producción maderera se ha
incorporado como parte de las prácticas de manejo forestal en México en la
mayor parte de las operaciones forestales certificadas (Fig. 8).
10
9
Número de predios
8
7
6
5
4
3
2
1
0
<1
1-10
10-25
25-50
50-75
Figura 8. Número de predios o conjuntos de predios por categorías de porcentaje de su
superficie dedicada a conservación, en una muestra de 31 operaciones de manejo forestal
certificadas; los datos fueron obtenidos de los informes públicos de certificación (Fuente:
www.smartwood.org.).
Restauración y reforestación
El tercero de los objetivos centrales del manejo forestal es la restauración
de
áreas
que
han
sufrido
procesos
de
deforestación
y
degradación.
La
reforestación cuyo objetivo es recuperar cobertura y existencias de recursos
forestales es una vieja práctica de manejo (Heske 1938), incluida en los
programas de manejo y las autorizaciones de aprovechamiento forestal en
México. El concepto y la práctica de restauración surgen más recientemente y
son mucho más complejos, ya que implican la recuperación de ecosistemas
funcionales y no solo de cobertura (Perrow y Davy 2002).
Las
políticas
públicas
sobre
restauración
ambiental
en
México
ha
sido
analizadas por Cervantes et al. (2009). Algunas de las primeras intervenciones
gubernamentales de manejo forestal en el país a principios del siglo XX,
consistieron en el establecimiento de plantaciones para recuperar áreas
deforestadas y erosionadas en las montañas alrededor del Valle de México o
estabilizar las dunas costeras en los alrededores de Veracruz (Quevedo 1931,
Bogatí 1978, Simonian 1995). A partir de los años 1930 se iniciaron esfuerzos
de reforestación en todo el país, que en las décadas siguientes se dirigieron
a proteger las cuencas de captación de las obras hidráulicas de riego y
generación
de
oficiales
para
energía
eléctrica.
establecer
Posteriormente
plantaciones,
se
reforestar
aplicaron
áreas
programas
degradadas
y
recuperar o conservar suelos, asociados a políticas de “combate a la pobeza”
(Cervantes et al. 2009).
Es importante señalar que aunque la reforestación es algo positivo, no
constituyen por sí misma un proceso de restauración ecológica (es solo un
medio entre otros) e incluso pueden tener consecuencias negativas cuando se
pone en práctica careciendo de un entendimiento de los patrones y procesos
ecológicos, lo cual ha sido común en los programas de reforestación. La
reforestación sin un buen diseño puede alterar la composición de especies
nativas y la diversidad genética de poblaciones locales de árboles, entorpecer
la
regeneración
natural
o
introducir
especies
invasoras,
parásitas
o
patógenas.
En el caso de las plantaciones forestales comerciales, estas no pueden
considerarse como ejemplos de restauración; generalmente utilizan especies que
no son nativas del lugar y constituyen cultivos arbóreos que se mantienen
artificialmente
problemas
con
altos
adicionales
de
insumos
de
degradación
energía
y
ambiental.
agroquímicos,
En
muchos
causando
casos
las
plantaciones reemplazan ecosistemas naturales importantes para la conservación
pero escasamente valorados porque no están dominados por árboles (Putz y
Redford 2010).
El uso de plantaciones como parte de procesos de restauración
o rehabilitación es sin embargo posible, cuando estas se diseñan y manejan con
tal propósito en función de patrones y procesos naturales (Jardel 1997).
Ciertas acciones de protección o restauración parten de ideas preconcebidas y
erróneas;
por
ejemplo
la
tendencia
a
la
“arborización”
creyendo
que
reforestar es plantar árboles, ignorando los ecosistemas de matorrales,
pastizales y bosques abiertos ricos en biodiversidad (Putz y Redford 2010), o
los intensos de suprimir el fuego ignorando su papel en la dinámica de muchos
ecosistemas (Brown y Arno 1991, Agee 2002, Jardel et al. 2009).
La restauración ecológica consiste en intervenciones para restablecer no solo
la cobertura vegetal en sitios deforestados, sino para recuperar ecosistemas
funcionales con una composición, estructura y dinámica cercana a la de su
estado anterior a su degradación o a una condición de referencia. Esto implica
un conocimiento de los procesos ecológicos (Bradshaw 1987). Hay que reconocer
además que es difícil, si no imposible en muchos casos, recuperar un
ecosistema degradado a una condición original; lo que generalmente se hace es
rehabilitar
áreas
degradadas
a
una
condición
mejor
que
la
del
estado
degradado. La restauración es por lo tanto el último recurso que queda cuando
se han dado procesos de deterioro. También es difícil recuperar ecosistemas
que se establecieron bajo condiciones del pasado diferentes a las actuales; la
historia ecológica sirve como marco de referencia para diseñar medidas de
restauración (Egan y Howell 2001), pero estas deben ponerse en práctica
pensando en las condiciones ecológicas y sociales actuales y en su posible
evolución hacia el futuro.
La restauración requiere definir el estado de degradación con criterios e
indicadores objetivos, identificando sus causas materiales y subyacentes; el
proceso de restauración consiste en el control de los factores que originaron
el deterioro y, según el grado de alteración, la reintroducción de especies de
plantas y animales, el restablecimiento de procesos que han formado parte de
la dinámica de los ecosistemas (como sucede en el caso de los regímenes de
incendios alterados en bosques de pino o los ciclos de inundación y flujo
estacional del agua en humedales y bosques ribereños) o la estabilización y
recuperación de suelos erosionados (Landa et al. 1997, Whisenant 2002, Murray
y Marmorek 2003, Meyer y Rietkerk 2004, Jardel 2008, Putz y Redford 2010). La
complejidad de los ecosistemas y las limitaciones del conocimiento implican
que en la restauración, como en otros aspectos del manejo forestal, sea
necesario un enfoque de manejo adaptativo (Murray y Marmorek 2003).
Consideraciones finales
A manera de conclusión podría darse el mensaje esperanzador de que, a pesar de
los problemas crónicos del sector forestal mexicano, el país cuenta aún con
una extensa superficie de bosques, selvas y matorrales y una gran diversidad
de recursos que, bajo un manejo adecuado, representan un potencial esencial
para un desarrollo sustentable y que las alternativas pueden construirse sobre
la base de numerosas experiencias y esfuerzos exitosos de manejo forestal. Sin
embargo, para enfrentar los problemas se requieren cambios no solo en la forma
en
que
se
hacen
las
intervenciones
técnicas
(como
las
prácticas
de
silvicultura, ordenación forestal, conservación y restauración), sino también
en los aspectos institucionales (regímenes de derechos sobre la tierra y los
recursos que sean funcionales y efectivos, políticas públicas y formas de
organización adecuadas a diferentes niveles o escalas, relaciones económicas
justas, etc.) e incluso culturales (que incluyen desde las percepciones y los
conocimientos hasta los aspectos éticos). El enunciado de los componentes del
manejo forestal (cuadro 2) y de sus características particulares (cuadro 3)
apunta algunas de las cuestiones clave que se deben considerar.
El cambio hacia un manejo forestal que contribuya a mejores condiciones de
vida, sustentables en términos ecológicos y sociales, implica entre otras
cosas reconocer que los ecosistemas forestales, naturales o transformados, son
esenciales para la regulación ambiental y la provisión de recursos naturales
indispensables para el sustento de la sociedad, que las intervenciones de
manejo están determinadas por factores sociales e influyen en la configuración
y funcionamiento de los ecosistemas, que el escenario socio-ecológico es
diverso y dinámico y que los intentos de control de la naturaleza reducen su
diversidad, variabilidad y resiliencia conduciendo a la degradación ambiental
y agotamiento de los recursos (Holling y Meffe 1997, Franklin et al. 2007). Es
necesario entonces pensar en términos de manejo de ecosistemas y no de
recursos naturales aislados (Franklin 1997) y adoptar estrategias de manejo
adaptativo que permitan incorporar la dinámica, variabilidad y complejidad de
los sistemas socio-ecológicos y superar las limitaciones del conocimiento
humano a través de la experimentación y el aprendizaje (Walters y Holling
1980, Walker y Salt 2006, Berkes 2007, Gunderson y Allen 2010).
Por último, hay que reconocer que los problemas del sector forestal son en
gran parte consecuencia de dos aspectos que han caracterizado la evolución del
manejo de recursos naturales en general: a) la administración centralizada de
la producción y la conservación bajo la lógica de comando-y-control y del
dominio de la sociedad y la naturaleza a través de la ciencia y la técnica, y
b) la mercantilización de la naturaleza (que se inicia en el caso que nos
ocupa con la madera y se extiende ahora a los servicios ambientales), bajo una
lógica que no tiene que ver con la economía (el sustento de la humanidad),
sino con la acumulación de capital y la crematística (“el arte de hacerse
rico”), diferencia que ha sido señalada por un buen número de autores desde
Aristóteles a Marx o Polanyi. Enfrentar estas cuestiones tiene que ver con la
construcción de nuevas formas de organización y co-manejo a diferentes escalas
(Berkes 2007) y con una redefinición de la economía (Martínez-Allier 1992). La
cuestión no se resolverá aplicando a la sustentabilidad la versión actual de
las tres “virtudes teologales”: fe en las soluciones de mercado y los
remedios técnicos, esperanza en el desarrollo socioeconómico y caridad de las
políticas de apoyo y “combate a la pobreza”. La sustentabilidad en general y
el buen uso y conservación de las áreas forestales requiere de cambios
políticos, institucionales, económicos y culturales que son determinantes en
la interacción de la sociedad con la naturaleza.
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