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7a. Expo Forestal

Del 24 al 26 de septiembre de 2009

Centro Banamex, Ciudad de México

Mayores informes: Co n a f o r. Patricia Ovalle Mercado

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


Ciencia y política pública

Publicación semestral Año 1 • Número 1 • 2009

Enero-junio ISSN en trámite

Co n s e j o editorial

Ge r a r d o Bo CC o Ver dinelli

Centro de Investigaciones en Geografía Ambiental,

UNAM

ex e q u i e l ez C u r r a

San Diego Natural History Museum

ar t u r o Gó m e z Po m P a

Instituto de Ecología, Xalapa

en r i q u e Pr o V e n C i o

Consultor

Ga B r i e l qu a d r i d e l a to r r e

Ecosecurities

se r G i o re y e s lu j a n

Fundación Packard

ed u a r d o VeG a

UNAM

Investigación

AmbientaL

ed i t o r e s a s o C i a d o s

al i Ci a Cas t illo. Educación Ambiental

ed u a r d o VeG a. Economía ambiental

il e a n a es Pe j el. Ordenamiento ecológico, manejo de

recursos, medio ambiente, impacto ambiental

Cr i s t i n a Co r t i n a s d e naVa. Residuos sólidos

ro d o l f o dir zo. Conservación

dr. Vi C t o r ma G a ñ a. Cambio climático

di r e C t o r: Fedro Carlos Guillén

ed i t o r e s t é C n iC o s: Arturo Sánchez y Gándara y

Marina Robles

Coordinador editorial: Raúl Marcó del Pont Lalli

ed i C i ó n Pa r a i n t e r n e t: Susana Escobar Maravillas

di s e ñ o d e P o r ta d a: Álvaro Figueroa

Certificado de licitud de título: en trámite

Certificado de licitud de contenido: en trámite

Certificado de reserva de los derechos al uso exclusivo

del título y del contenido: en trámite

Derechos reservados: Se m a r n a t-INE.

Esta edición consta de 500 ejemplares

Para mayores informes: Instituto Nacional de Ecología.

Tel.: (55) 56 28 06 00 ext. 13276, fax: (55) 54 24

52 41.


Pr e s e n t a C i ó n 5

inVestiGaCión

Investigación

AmbientaL

Instituto Nacional de Ecología • volumen 1

enero-junio de 2009 • publicación semestral

Implicaciones del cambio de uso de suelo en la biodiversidad 6

de los matorrales xerófilos: un enfoque multiescalar

Laura Arriaga

Diversidad florística de las selvas húmedas en paisajes antropizados 17

Rodolfo Dirzo, Armando Aguirre y Juan Carlos López

La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo en la República Mexicana 23

Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

Tendencias y proyecciones del uso del suelo y la diversidad florística en Los Altos de Chiapas, 40

México

Mario González-Espinosa, Neptalí Ramírez-Marcial, Luis Galindo-Jaimes,

Angélica Camacho-Cruz, Duncan Golicher, Luis Cayuela y José María Rey-Benayas

Cobertura vegetal y marginación en la costa mexicana 54

Georges Seingier , Ileana Espejel y José Luis Fermán Almada

Contribución al análisis del cambio de uso del suelo y vegetación 70

(1978-2000) en la Península de Baja California, México

Fernando Antonio Rosete Vergés, José Luís Pérez Damián y Gerardo Bocco


en s a y o s

La conservación y una nueva visión del territorio 83

Gabriel Quadri de la Torre

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

Juan Barrera

diVulGaCión

Libertad y responsabilidad en la divulgación de problemas ambientales 101

Ana María Sánchez Mora

Cl á s i C o s d e l m e d i o a m B i e n t e

Sobre el tamaño correcto 107

J.B.S. Haldane

re s e ñ a s

Colpaso 111


Presentación

Desde su nacimiento hace un poco más de tres lustros, el Instituto Nacional de Ecología

se ha constituido como una institución fundamental en la vida pública nacional, señaladamente

en la construcción de los instrumentos más importantes de la política ambiental

y en una segunda etapa como una de las entidades que realizan investigación de

vanguardia en diversas materias con el fin de apuntalar las decisiones de política pública

dotándolas de un andamiaje técnico y científico.

Varias son las razones que pueden explicar esta consolidación institucional; la discusión

de agendas de trabajo pertinentes, el carácter profesionalizado del personal que

ha laborado en el Instituto y el aterrizaje operativo de propuestas que hoy son una realidad

como la estrategia de áreas protegidas, la manifestación de impacto ambiental o

las unidades de manejo y aprovechamiento de la vida silvestre, entre otras. Un lugar

particularmente importante en estas tareas se ha basado en un muy vigoroso programa

de publicaciones. El Instituto Nacional de Ecología ha puesto al alcance del público interesado

cientos de textos que dan cuenta de experiencias exitosas, problemas ambientales,

así como información necesaria para la toma de decisiones. La Gaceta ecológica, que

se ha producido a lo largo de dieciocho años, se convirtió en un documento de consulta

imprescindible.

Como parte de un proceso de evolución y transición natural, el Instituto Nacional de

Ecología ha tomado la decisión de transformar la publicación de la Gaceta ecológica y

dar cabida a un nuevo proyecto: la revista Investigación Ambiental, un esfuerzo inédito

que esperamos cumpla a cabalidad su propósito. La revista ha sido diseñada para dar

cabida a los estudios y trabajos de investigación en materia ambiental producidos por la

comunidad científica nacional e internacional, cuenta en su comité editorial con personalidades

imprescindibles en la materia y con un cuerpo de editores asociados y árbitros

que, sin lugar a duda, representan un grupo experto que garantizará la calidad de este

proyecto.

No hemos querido excluir dentro del potencial público lector a otros sectores interesados,

es por ello que la revista contará con una sección de ensayo, otra de divulgación,

así como reseñas de materiales que consideramos podrán ser de interés general.

Invitamos pues a todos ustedes para que se acerquen a nuestra revista y la hagan

suya. Confiamos en que este esfuerzo podrá dar dividendos que contribuyan a incrementar

los canales de difusión de lo que se investiga y propicien un debate tan necesario para

que nuestro país cumpla con las imprescindibles metas ambientales que se ha fijado.


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 6-16

6

Implicaciones del cambio de uso de suelo

en la biodiversidad de los matorrales xerófilos:

un enfoque multiescalar

Laura Arriaga 1

Resumen

En este trabajo se presentan las tendencias generales

de los ecosistemas áridos y semiáridos del norte del

país con relación a su conocimiento botánico, pérdida

de hábitat natural y fragmentación, utilizando para ello

los inventarios botánicos obtenidos para un periodo de

171 años relacionándolos espacialmente con las clases

de uso de suelo y vegetación definidas por INEGI. En

otra escala de análisis, se presenta el cambio de uso

del suelo para los matorrales de la Región del Cabo de

Baja California Sur, mediante un análisis sobre las áreas

degradadas obtenidas para el periodo 1993-2001. Se

presenta la magnitud de los cambios de uso de suelo

debido al incremento de asentamientos humanos, la

conversión agropecuaria y el incremento de las vías de

comunicación rurales; asimismo se discuten las consecuencias

ecológicas de la pérdida de cobertura vegetal

en la biodiversidad y en los procesos ecosistémicos asociados

a estos desiertos costeros.

Palabras clave

Áreas degradadas, conocimiento botánico, fragmentación,

matorral xerófilo, pérdida de biodiversidad, zonas

áridas y semiáridas.

1 Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste. Mar

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

Baja California Sur. 23090, México larriaga04@cibnor.

mx.

Recibido: 29 de septiembre de 2008 Aceptado: 27 de enero de 2009

Abstract

General trends of biodiversity loss, fragmentation, and

loss of natural habitats for arid and semiarid ecosystems

in northern Mexico are presented in this work. Analyses

were done based in field inventories of vascular plants

for a time interval of 171 years. Sampling efforts were

spatially correlated with INEGI´s land use and vegetation

classes. At another spatial scale, land degradation

was analyzed for the desert scrubs of the Cape Region

in Baja California Sur for a time interval comprised between

1993 and 2001. Results showed that the major

land use changes for were due to an increase in human

settlements, land conversion to agriculture and cattle

raising activities, and to an increase in rural roads construction.

Ecological consequences of land use changes

in biodiversity and ecosystems processes are discussed

for these coastal desert scrubs.

Keywords

Degradated areas, botanical knowledge, fragmentation,

biodiversity loss, arid and semiarid regions.


InTrOduCCIón

Los desiertos de la región Neártica se encuentran en su

mayoría en México y en el sur de Estados Unidos cubriendo

aproximadamente 1.7 millones de km 2 aunque

solamente 19% tiene alguna categoría de protección

(Navone y Abraham 2006). A pesar de esta gran extensión

territorial, las zonas desérticas año con año se ven

seriamente afectadas por cambios en el uso del suelo,

los cuales son el resultado de actividades humanas tales

como el desarrollo de vías de comunicación y la expansión

urbana, agrícola, ganadera, minera y turística. Estos

cambios en el uso del suelo irrumpen el ambiente físico

y biológico, erosionando el suelo, modificando el hábitat,

las interacciones biológicas de sus poblaciones silvestres,

el comportamiento animal y los procesos ecosistémicos;

asimismo, aceleran la introducción de especies invasoras

e incrementan la fragmentación de zonas silvestres en las

áreas cercanas a caminos y desarrollos rurales y urbanos

(Trombulak y Frissell 2000, Nellemann 2001, Arriaga et

al. 2004).

Algunos autores (Potting y Bakes 2004) han modelado

la tasa de pérdida de los desiertos a nivel global

utilizando para ello los escenarios incluidos en el Reporte

Especial sobre Emisiones del Panel Intergubernamental

sobre Cambio Climático (IPCC 2000). De acuerdo con

el escenario SRES A2, estos autores estiman que las

áreas silvestres desérticas registradas a nivel global para

el 2005 disminuirán del 59% a una cobertura por debajo

del 31% para el 2050 y consideran que estas pérdidas

afectarán las áreas más productivas ubicadas en los

márgenes de las zonas desérticas, en tanto que las áreas

silvestres que permanecerán serán las áreas estériles con

menor biodiversidad, en donde no se pueden establecer

asentamientos humanos o en donde no es posible el desarrollo

(Potting y Bakes 2004). Ante este panorama

las zonas áridas y semiáridas de México no se excluyen,

al contrario, están sujetas a las mismas amenazas que el

resto de las áreas del mundo con la desventaja a nivel nacional

que su biodiversidad y sus procesos ecosistémicos

están pobremente estudiados o simplemente se desconocen

para algunas regiones del país.

En este trabajo se presentan las tendencias generales

de los ecosistemas áridos del norte del país, con relación

a su conocimiento botánico, pérdida de hábitat natural

y fragmentación. En otra escala de análisis se presenta

el cambio de uso del suelo para la Región del Cabo

para el periodo 1993-2001 y se discute cuáles han sido

los principales cambios de uso del suelo en la región y

las consecuencias ecológicas de la pérdida de cobertura

vegetal.

TEndEnCIAS gEnErALES dE LOS

ECOSISTEMAS árIdOS dEL PAíS

Conocimiento botánico

Tradicionalmente se ha considerado que los inventarios

biológicos, a través de la colecta de especímenes curatoriales,

son la forma más generalizada para documentar

la diversidad de especies. Los herbarios albergan información

curatorial sobre extensas áreas geográficas que

son de gran utilidad para describir floras regionales y para

documentar patrones biogeográficos; sin embargo, a pesar

de que los inventarios son el primer paso para evaluar

la biodiversidad y se utilizan en muchos otros estudios

sobre conservación, raramente se pueden encontrar inventarios

florísticos completos. En México, los botánicos

han realizado inventarios biológicos por casi dos siglos,

aunque los esfuerzos de colecta han sido muy heterogéneos

y sesgados (Arriaga et al. 2005). Un ejemplo de

ello son los inventarios de campo realizados por los botánicos

en la porción árida y semiárida del norte de México,

algunos de éstos documentados en las bases de datos

taxonómicas del Sistema Nacional de Información sobre

Biodiversidad (www.conabio.gob.mx), cuya representatividad

a nivel estatal resulta aún muy pobre (Fig. 1). La

mayor densidad de ejemplares de herbario está documentada

para las dicotiledóneas de los estados de Querétaro,

Hidalgo y Guanajuato, aunque los esfuerzos de colecta

no necesariamente son suficientes; en tanto que para los

estados de Sonora, Chihuahua, Coahuila y Zacatecas las

colectas registradas son aún más incipientes e incompletas.

En virtud de que los esfuerzos de colecta no han sido

ni extensivos ni intensivos en esta región mexicana (Fig.

1), son pocas las interpretaciones e inferencias que se

pueden hacer acerca de la riqueza de especies y su distribución,

así como de los patrones de biodiversidad.

Cambios de uso del suelo y pérdida de biodiversidad

A nivel global el cambio de uso de suelo es una de las

mayores amenazas a la biodiversidad. El análisis sobre

los inventarios botánicos presentado en la sección anterior

ilustra este hecho a una escala nacional para las

zonas áridas y semiáridas del norte de México (Fig. 2).

Sección: Investigación

Cambio de uso del suelo y pérdida de diversidad en matorrales 7


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 6-16

8

Laura Arriaga

Figura 1. Densidad de especímenes botánicos colectados en las zonas áridas y semiáridas del norte de México para un período de

171 años (1827-1998); incluye 96,302 registros para 10,772 especies, de acuerdo con las bases de datos taxonómicas compiladas

en el Sistema Nacional de Información sobre Biodiversidad (www.conabio.gob.mx)

Figura 2. Riqueza de especies por categorías de uso del suelo y tipos de vegetación de acuerdo con INEGI. Solamente se consideraron

las clases que presentaron más de 100 especímenes botánicos en las zonas áridas y semiáridas del norte de México para un periodo

de 171 años (1827-1998) de acuerdo con las bases de datos taxonómicas compiladas en el Sistema Nacional de Información sobre

Biodiversidad (www.conabio.gob.mx)


Al agrupar estos registros curatoriales por tipos de vegetación

lo que se observa es que la mayor riqueza de

plantas vasculares se registra actualmente en hábitat

perturbados, incluyendo áreas de agricultura de temporal

(3979 especies), áreas urbanas (3100 especies),

agricultura de riego (2476 especies), pastizales inducidos

(1661 especies) y cultivados (787 especies), de lo

que se deduce que gran parte de estos registros contenidos

en las bases de datos de los herbarios son históricos,

ya que fueron colectados en áreas que actualmente

están cubiertas por hábitat perturbados y en donde gran

parte de esta biodiversidad ya se ha perdido (Fig. 2).

Las clases con vegetación natural que registran mayor

riqueza de especies son los bosques de encino (2522

especies), selva baja caducifolia (2405 especies), bosque

de pino (1988 especies), bosque de pino-encino

(1924 especies), matorral submontano (1824 especies),

chaparral (1562 especies) y matorral desértico

micrófilo (1525 especies). Otros tipos de vegetación

como el matorral sarcocaule, el bosque de encino-pino,

matorral desértico rosetófilo y pastizales naturales también

tienen más de 1000 especies, en tanto que el resto

de clases de vegetación son menos ricas (Fig. 2). Si bien

las regiones áridas se caracterizan por tener una riqueza

de especies menor que las zonas húmedas y tropicales,

en las regiones áridas y semiáridas del norte de México

las plantas han evolucionado a un flora rica y distintiva

que presenta formas de crecimiento muy especializadas

que son generalmente únicas (Rzedowski 1992). Por

tanto, se debe dar alta prioridad al mantenimiento de

la biodiversidad en estas regiones, ya que una especie

que se pierde en una zona árida, representa un mayor

porcentaje de pérdida en biodiversidad, comparativamente

con otras regiones con mayor riqueza de especies

(McNeely 2003).

Fragmentación

A nivel global se han considerado a los cambios de

uso de suelo como una de las mayores amenazas a

la biodiversidad, ya que involucran no sólo la pérdida

de cobertura vegetal sino también la disrupción de

los ecosistemas naturales en fragmentos de diversos

tamaños y por tanto, la discontinuidad y aislamiento

de su biodiversidad. Para este análisis se utilizaron

los mapas digitales de uso de suelo y vegetación obtenidos

por INEGI (1973 y 2002) y se agruparon las

siguientes clases de vegetación: matorral sarcocaule,

matorral espinoso tamaulipeco, mezquital, matorral

crasicaule, sarcocrasicaule, matorral desértico micrófilo,

matorral subtropical, matorral-huizachal, vegetación

de dunas, matorral submontano, matorral rosetófilo

costero, chaparral y matorral desértico rosetófilo.

Se identificaron todos los fragmentos con estos tipos

de vegetación y se obtuvo la relación perímetro/área

para cada fragmento, posteriormente se comparó el

porcentaje de fragmentos por categorías de tamaño

específicas entre uno y otro mapa para obtener la pérdida

de fragmentos entre ambos mapas (Fig. 3). Las

mayores pérdidas de fragmentos durante ese periodo

se presentaron en las mayores clases de tamaño; prácticamente

todos los fragmentos de las clases de 100,

300 y 600 m/ha se perdieron. La mayor cantidad de

fragmentos remanentes se registró en las clases pequeñas,

particularmente en las comprendidas entre 5 y

25 m/ha (Fig. 3). Esto quiere decir que se están perdiendo

las áreas silvestres de mayor extensión y que la

tendencia es a generar fragmentos de menor tamaño.

La fragmentación asociada a cambios de uso del suelo

en estas zonas varía entre los desiertos continentales y

los costeros, siendo ésta mayor en las zonas cercanas

a las franjas costeras del norte del país por su vocación

turística. Por otro lado, también los ecosistemas áridos

y semiáridos del noreste de México (Tamaulipas

y Nuevo León) presentan alta fragmentación, la cual

también se registró en algunos estados de la altiplanicie

central del país (Zacatecas, Aguascalientes,

Guanajuato, Querétaro e Hidalgo) y en algunos estados

de la costa este (Colima y Jalisco).

Los resultados presentados en las tres secciones

anteriores muestran tendencias muy desalentadoras

para los ecosistemas áridos y semiáridos del norte del

país, ya que indican que no solamente es patente la falta

de conocimiento sobre la diversidad florística de las

zonas áridas y semiáridas de México (Fig.1), sino que

los sitios que estuvieron mejor colectados y documentados

florísticamente son actualmente zonas perturbadas

por las actividades humanas (Fig. 2), de modo que

gran parte de los registros contenidos en los herbarios

no son más que registros históricos de la biodiversidad

que alguna vez se registró en esas zonas. Aunado a

ello y al bajo conocimiento de la biodiversidad de estos

ambientes, la pérdida de cobertura de los ecosistemas

desérticos es patente al considerar el alto grado de

fragmentación (Fig. 3) que se registra actualmente en

estos ecosistemas.

Sección: Investigación

Cambio de uso del suelo y pérdida de diversidad en matorrales 9


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 6-16

10

CAMbIO dE uSO dEL SuELO En

dESIErTOS COSTErOS: un ESTudIO dE

CASO PArA LA rEgIón dEL CAbO

Un ejemplo sobre el cambio de uso de suelo en desiertos

costeros que se ha estudiado con mayor detalle es

el correspondiente a la Región del Cabo. Esta región se

encuentra en la porción meridional del estado de Baja

California Sur, la cual debido a su aislamiento y posición

geográfica producto de procesos geológicos de millones

años, cuenta con ambientes naturales únicos que

albergan especies de flora y fauna nativas y endémicas

(Arriaga y Ortega 1988; Arriaga y Rodríguez-Estrella

1997). En esta región, las diversas actividades socioeconómicas

y los asentamientos humanos han provocado la

modificación de estos ambientes alterando y degradando

las comunidades naturales. Las actividades de mayor

impacto espacial y temporal han sido el desmonte y la

pérdida de vegetación y suelo resultantes de actividades

productivas. En la región, estas actividades están diferenciadas

geográficamente y han tenido distintos impactos

en los ecosistemas naturales. En este sentido el

desarrollo urbano y turístico, los desmontes agrícolas, la

Laura Arriaga

Figura 3. Porcentaje de pérdida de fragmentos de los ecosistemas áridos del país en función de su clase de tamaño (proporción

perímetro/área). El porcentaje de pérdida se estimó comparando los datos agrupados para los ecosistemas áridos (ver texto) a

partir de los mapas de INEGI (1973 y 2002).

ganadería extensiva y la minería han sido las actividades

que más han afectado esta región. Gran parte de estas

actividades se concentran en las planicies y zonas costeras.

Por ello, en esta sección se presentará una caracterización

y un diagnóstico preliminar de las áreas degradadas

en la Región del Cabo y se mostrará la magnitud

de la pérdida de diversidad vegetal en comunidades de

matorral sarcocaule cuando se cambia el uso del suelo

hacia pastizales inducidos, así como su efecto en algunos

procesos ecológicos.

Áreas degradadas del matorral xerófilo y

principales cambios de uso de suelo

Las áreas degradadas del matorral xerófilo se determinaron

con base en las cartas digitales de uso de suelo y

vegetación obtenidas en 1993 para La Paz y San José del

Cabo, escala 1:250,000, Serie II de INEGI (2002), así

como en imágenes de satélite Landsat ETM del 2001.

Las clases de vegetación y uso de suelo que se analizaron

fueron: matorral sarcocaule, matorral desértico micrófilo,

matorral sarcocrasicaule y matorral sarcocrasicaule

de neblina. Las clases de las áreas degradadas fueron las


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

área de distribución del matorral xerófilo

contempladas por INEGI: área agrícola, pastizal, zona urbana

y áreas sin vegetación aparente; adicionalmente se

incluyeron áreas de crecimiento contiguas a estas áreas

degradadas y se categorizaron en las siguientes clases:

asentamientos humanos, parcelas sin uso de suelo definido,

uso agropecuario y vías de comunicación. Los

asentamientos humanos se clasificaron en urbanos, rurales

e infraestructura urbana, empleando el criterio de

CONAPO sobre tamaño de la población: urbano > 2500

habitantes y rural < 2500 habitantes (Fig. 4).

Las áreas con mayor degradación en la Región del

Cabo se encuentran en los lomeríos bajos y en las planicies

y costas a lo largo de los caminos, alrededor de carreteras

o brechas, y éstas son en su mayoría zonas adyacentes

Simbología

Vías de comunicación

Aeropuerto

Brecha

Calle

Carretera

Terracería

Vereda

Zonas urbanas

Localidades (población total)

1-49

50-99

100-499

500-999

1 000- 1999

Más de 2 000

Tipos de matorral

Matorral desértico micrófilo

Matorral sarco-crasicaula

Matorral sarco-crasicaula de neblina

Matorral sarcocraule

Otros tipos de vegetación

áreas degradadas (InEgI)

Área agrícola

Pastizal

Zona urbana

Área de vegetación

áreas de crecimiento

Asentamiento humano

Parecel sin uso de suelo definido

Uso agropecuario

Vías de comunicación

a las principales ciudades como La Paz, Cabo San Lucas

y San José del Cabo, aunque también se encuentran alrededor

de los centros de población de menor densidad.

También se registra un desmonte generalizado en las zonas

contiguas a las zonas agrícolas de la región. La superficie

que cubrieron las áreas degradadas para el 2001 fue

de 76,262 ha (Fig. 4), siendo el matorral sarcocaule el

tipo de vegetación que registró la mayor tasa de pérdida

anual promedio (2059 ha) para un periodo de 8 años

(1993-2001), seguido por el matorral sarcocrasicaule

(1227 ha) y en mucho menor medida el sarcocrasicaule

de neblina (17 ha). Los cambios de uso de suelo que se

registraron con mayor impacto en el matorral sarcocaule

fueron tanto por el uso agropecuario (8000 ha) como

por asentamientos humanos (8000 ha), ambos cambios

de uso de suelo registran la misma magnitud, seguidos

por el desarrollo de vías de comunicación y brechas

(4700 ha); en tanto que en el matorral sarcocrasicaule,

el principal cambio en el uso del suelo fue el agropecuario

(5050 ha), seguido de los asentamientos humanos

Sección: Investigación

Cambio de uso del suelo y pérdida de diversidad en matorrales 11


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 6-16

12

(3100 ha) y en menor medida por el desmonte para vías

de comunicación y brechas (1200 ha). Contrariamente,

la magnitud del cambio de uso del suelo en el matorral

sarcocrasicaule de neblina fue considerablemente menor,

ya que apenas se registraron decenas de hectáreas afectadas

durante este periodo. Estos resultados muestran la

tendencia de urbanización que ha sufrido la porción sur

de la península siendo el principal desarrollo turístico costero

el corredor Cabo San Lucas-San José del Cabo, manteniéndose

asimismo una tendencia creciente de desarrollo

y establecimiento de vías de comunicación de esta

región hacia el norte de la Región del Cabo en dirección

hacia la ciudad de La Paz (Fig. 4). A pesar de que se han

desarrollado múltiples ordenamientos ecológicos a nivel

regional, estatal y municipal, difícilmente se ha podido

ordenar el crecimiento urbano y turístico en esta región

del sur de la península. La tendencia de los últimos años

ha sido hacia el establecimiento de asentamientos humanos

al sur de la ciudad de La Paz, en donde se observa

un gran número de desmontes sin uso de suelo definido,

en tanto que otras parcelas se desmontan para establecer

cultivos y pastizales inducidos. Ambos cambios de uso

de suelo, tanto el agropecuario como los asentamientos

humanos, están generando el desmonte acelerado del

matorral sarcocaule, que es el principal tipo de vegeta-

Laura Arriaga

ción que cubre planicies y lomeríos bajos de la Región del

Cabo (Fig. 4).

Pérdida de biodiversidad vegetal

La principal implicación de los cambios de uso de suelo

en la Región del Cabo es la pérdida de biodiversidad vegetal.

En el caso del establecimiento de asentamientos

humanos la pérdida de biodiversidad es total, mientras

que ésta es de gran magnitud a nivel de las comunidades

vegetales cuando se hace la conversión hacia pastizales

inducidos. En la Región del Cabo estos pastizales

se generan desmontando grandes extensiones de terreno

de manera selectiva ya que se dejan algunos árboles de

porte arbóreo o arbustivo, principalmente leguminosas,

para el sesteo del ganado y se elimina gran parte de la vegetación

nativa. Casi todos los pastizales inducidos son

monoespecíficos y utilizan una especie exótica invasora,

el pasto buffel. Este pasto, Pennisetum ciliare (L.) Link,

es una especie nativa del sur de Asia y este de África, que

durante las décadas de los 30 y 40, se introdujo en Texas,

EUA y en los estados del norte de México como un forraje

mejorado para cultivarse en hábitat sobre pastoreados

o bien para inducir el cultivo de nuevos pastizales (Cox

et al. 1988). Actualmente, su cultivo se ha convertido

Figura 5. Curvas de dominancia-diversidad obtenidas para parcelas de pastizal inducido y de matorral sarcocaule

en la localidad de Todos Santos, Baja California Sur (datos no publicados de Alfaro 2008).


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

de Baja California, México

Especie Sustrato Tipo de

interacción

Pachycereus pringlei Rocas Simbiosis

Bacterias de rizoplano

y parte

interna de raíces

Stenocereus thurberi

Opuntia cholla

Ficus palmeri

Rocas

sedimentarias

Simbiosis

Bacterias de rizoplano,

de parte

interna de raíces y

hongos

Especies

involucradas

Comunidades

microbianas

(Klebsiella oxytoca,

Pseudomonas

putida, Bacillus

subtilis, B. pumilus,

B. chitinolyticus,

Citrobacter sp.,

Staphylococcus

gallinarum,

Actinomadura

oligospora,

Actinobacter

calcoaceticus)

Mammillaria fraileana Rocas volcánicas Simbiosis Comunidades

microbianas

Fouquieria columnaris Rocas ígneas y

sedimentarias

Simbiosis

Asociación arbuscular

de micorrizas

en uno de los más populares en ambos lados de la frontera

debido a su gran tolerancia a la sequía y a su alta

productividad de biomasa (Martin et al. 1995; Rao et al.

1996). Dado que es una especie fácilmente adaptable,

su establecimiento no se limita al área de siembra, sino

que paulatinamente va ocupando otros espacios desplazando

a muchas especies nativas (Arriaga et al. 2004).

Al comparar la diversidad vegetal entre estos ambientes

en algunas parcelas de la Región del Cabo, Alfaro (2008)

encontró que al analizar las curvas de dominancia-diversidad

entre el matorral sarcocaule y el pastizal inducido,

además de la pérdida en la riqueza de especies, había una

pérdida en la calidad de las especies y la simplificación

concomitante de los parámetros estructurales de la comunidad

(Fig. 5). Las especies dominantes del matorral

sarcocaule, son en su mayoría especies de porte arbóreo

como Bursera microphylla A. Gray y Cyrtocarpa edulis

(Brandegee) Standl., o bien arbustivas como Ruellia californica

(Rose) I.M. Johnst., Jatropha cinerea (Ortega)

Müll. Arg. y Viguiera tomentosa A. Gray; en tanto que

en los pastizales inducidos las especies dominantes son

herbáceas perennes como el pasto buffel, o bien espe-

23 morfotipos de

hongos

Funciones de las

bacterias

Intemperizan rocas

Fijan N

atmosférico

Solubilizan fosfato

inorgánico transformándolo

en

ortofosfato, forma

asimilable para las

plantas

Mobilizan de las

rocas minerales

útiles para el metabolismo

(P, K, Mg,

Mn, Fe, Cu, Zn)

Producen

fitohormonas

Termotolerantes,

halotolerantes

y tolerantes a la

sequía

Fuente

Puente, Li y

Bashan (2004)

Puente, Bashan, Li

y Lebsky (2004)

Bashan, Li,

Lebsky, Moreno

y de-Bashan

(2002)

Bashan, Khaosaad,

Salazar, Ocampo,

Wiemken,

Oehl,Vierheilg

(2007)

cies arbustivas (algunas de éstas invasoras o resistentes

a las perturbaciones) como Encelia farinosa A. Gray ex

Torr., Viguiera tomentosa, Indigofera fruticosa Rose o

Cylindropuntia cholla (F.A.C. Weber) F.M. Knuth. A pesar

de que no se tienen datos de largo plazo, la pérdida de

las especies dominantes del matorral involucra también

la pérdida de las especies que mayor contribuyen a la productividad

de estos ecosistemas, la cual se estima en 57

g C • m -2 año -1 (Maya y Arriaga 1996) y en el secuestro

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

−52 g C • m -2 • año -1 (Hastings et al. 2005), afectando

severamente los procesos ecosistémicos de este tipo de

matorrales.

La pérdida de las especies dominantes del matorral

sarcocaule no sólo se refleja en pérdida de diversidad de

especies vegetales de la comunidad, sino también en el

funcionamiento del ecosistema a nivel microbiológico,

ya que muchas de las especies dominantes del matorral

presentan gran diversidad de bacterias que crecen

en simbiosis con sus raíces beneficiándolas con distintas

funciones, entre las que destacan la intemperización de

las rocas, la fijación de nitrógeno atmosférico, la solubi-

Sección: Investigación

Cambio de uso del suelo y pérdida de diversidad en matorrales 13


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 6-16

14

lización de fosfato inorgánico haciéndolo asimilable para

las plantas, la movilización de minerales útiles para el metabolismo

de las plantas y la producción de fitohormonas,

entre otras (Cuadro 1). Bajo este contexto el desmonte

de una parcela no sólo afecta la estructura y funcionamiento

de la vegetación, sino que también implica grandes

pérdidas a nivel microbiológico ya que al perderse las

simbiosis de las especies vegetales dominantes con las

comunidades bacterianas, se pierden también los procesos

que ocurren a nivel de raíces (Cuadro 1), así como

otros procesos microbiológicos que ocurren en el suelo.

En estas comunidades existe una biodiversidad edáfica

importante de cianobacterias que se pueden encontrar

en cortezas edáficas, las cuales al activarse con la humedad,

fijan nitrógeno, le dan estabilidad al suelo y reducen

la erosión (Maya et al. 2002).

El agua y el nitrógeno son los recursos limitantes más

importantes de hábitat desérticos (Gebauer y Ehleringer

2000, Ackerly 2004), de modo que si se pierde la diver-

Laura Arriaga

Figura 6. Consecuencias ecológicas de la pérdida de cobertura vegetal resultante de los cambios en el uso del suelo del matorral

xerófilo de la Región del Cabo en Baja California Sur

Cambios en la composición de las

especies

Incremento de especies indicadoras

de desertificación y malezas

exóticas y traslocadas

Pérdida de cobertura vegetal

Simplificación estructural y pérdida

de la biodiversidad

Pérdida de especies

fijadoras de suelo

Mayor erosión eólica

Incremento en la concentración

de polvo en la atmósfera

Tormentas de arena

Alteración del balance en radiación

Pérdida de agregación y

estabilidad del suelo

Pérdida de la funcionalidad (alteración

de los ciclos de nutrientes: carbono,

hidrógeno)

Pérdida de cortezas microbióticas

de cianobacterias

sidad vegetal y microbiológica se pierde gran parte de la

capacidad de fijación de nitrógeno del sistema. Por otro

lado, al perderse la cobertura vegetal, también se pierden

las cortezas microbióticas que le dan estabilidad al suelo,

incrementándose por tanto la erosión edáfica. Algunos

autores (Rosenfeld et al. 2001) han estudiado el efecto

del polvo del desierto y las tormentas de arena en las propiedades

de las nubes y en la precipitación del desierto

del Sahara. Estos autores reportan que las nubes que se

forman dentro del polvo desértico contienen pocas gotas

y producen poca precipitación por coalescencia de las

gotas. La reducción de la precipitación a partir de nubes

afectadas por polvo desértico produce suelos más secos,

que a su vez generan más polvo, lo que podría ocasionar

un mecanismo de retroalimentación que a la larga disminuiría

aún más la precipitación. Este fenómeno podría

presentarse en la Región del Cabo, si se continúa con la

tendencia actual de desmonte y cambio de uso del suelo

en los lomeríos y planicies costeras en donde se dis-


tribuye el matorral sarcocaule. La figura 6 presenta un

esquema en donde se integran estos procesos como consecuencia

de la pérdida de cobertura vegetal del matorral

sarcocaule.

COnCLuSIOnES

Los resultados presentados en este trabajo muestran

tendencias muy desalentadoras para los ecosistemas

áridos y semiáridos del norte del país, ya que indican

que no solamente es patente la falta de conocimiento

sobre la diversidad florística de las zonas áridas y semiáridas

de México, sino que los sitios que estuvieron mejor

colectados y documentados florísticamente son actualmente

zonas perturbadas por las actividades humanas,

de modo que gran parte de los registros contenidos en

los herbarios no son más que registros históricos de la

biodiversidad que alguna vez se registró en esas zonas.

Aunado a ello y al bajo conocimiento de la biodiversidad

de estos ambientes, la pérdida de cobertura de los ecosistemas

desérticos es patente al considerar el alto grado

de fragmentación que se registra actualmente en estos

ecosistemas.

La pérdida de biodiversidad ocurre en todos los niveles

y escalas de integración ecológica a una tasa más

acelerada que la que se emplea para conocer y estudiar

la biodiversidad y el funcionamiento de los ecosistemas

áridos y semiáridos del país. Los cambios en el uso de

suelo han sido muy significativos en las últimas décadas

en los matorrales xerófilos del país y en particular en los

desiertos costeros como los de la Región del Cabo en

Baja California Sur. En estos matorrales, los cambios en el

uso del suelo han conducido a la pérdida de las especies

dominantes del matorral sarcocaule, lo cual ha significado

pérdidas en la estructura y diversidad de las comunidades

vegetales y pérdidas funcionales a nivel ecosistémico,

microbiológico, así como en los procesos involucrados en

la formación y estabilidad del suelo, promoviéndose con

ello una mayor erosión del suelo.

La falta de planeación y de políticas públicas claras,

definidas y constantes para ordenar el cambio de uso de

suelo debido al acelerado crecimiento de la Región del

Cabo durante la última década, la irrupción y el establecimiento

desordenado de asentamientos humanos, así

como la conversión de parcelas con vegetación nativa

hacia parcelas con uso agropecuario en la región, han

dado lugar a un incremento en las áreas degradadas y

han empobrecido el paisaje natural de esta región. Lo

cual resulta en una contradicción, dado que es una zona

cuya principal vocación es la turística, en donde el paisaje

se vende como el principal atractivo.

Finalmente, habría que señalar que la falta de conocimiento

ecológico sobre la sucesión natural y los procesos

de regeneración natural para iniciar la restauración ecológica

de zonas degradadas o deforestadas es una limitante

para la rehabilitación de grandes extensiones actualmente

abandonadas por problemas de salinización o por sobre

pastoreo. Asimismo, las lentas tasas de crecimiento

de las especies dominantes de los matorrales xerófilos,

así como los lentos procesos de formación del suelo hacen

poco atractiva la inversión en restauración de estos

sistemas desérticos. Habría que fomentar diversas líneas

de investigación en estos aspectos para tratar de revertir

un poco las tendencias de degradación ambiental que se

están registrando en los ecosistemas áridos y semiáridos

del norte de México.

AgrAdECIMIEnTOS

Quisiera agradecer a Rocío Coria, Gil Cezeña y Patricia

González Zamorano su colaboración en la elaboración

del mapa de áreas degradadas del matorral xerófilo; a

Reymundo Domínguez y Miguel Domínguez les agradezco

su colaboración en el trabajo de campo. Este trabajo

fue parcialmente financiado por los proyectos Semarnat-

Conacyt C01-43 y Conacyt 80431-U2.

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Sección: Investigación

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Diversidad florística de las selvas húmedas

en paisajes antropizados

Rodolfo Dirzo, 1 Armando Aguirre 2 y Juan Carlos López 3

Resumen

Las selvas tropicales húmedas ocupan ~7% de la superficie

terrestre y concentran una cantidad desproporcionada

de la biodiversidad del planeta. Sin embargo,

presentan las mayores tasas de deforestación y fragmentación

a nivel global y nacional. Como consecuencia,

surgen paisajes altamente modificados (paisajes

antropizados o agropaisajes) inmersos en una matriz

de vegetación con diferentes grados de conservación,

en un gradiente que va desde zonas bien conservadas

y relativamente extensas, fragmentos de selva, acahuales,

vegetación de galería, cercas vivas y pastizales.

Nuestros hallazgos muestran que este paisaje retiene

un gradiente decreciente, paralelo, de riqueza florística,

el cual podría utilizarse como “inóculo” remanente de

biodiversidad, reflejada en la riqueza florística del agropaisaje,

la cual constituye un potencial de conservación

de la biodiversidad, de cara al futuro.

Palabras clave

Áreas degradadas, conocimiento botánico, fragmentación,

matorral xerófilo, pérdida de biodiversidad, zonas

áridas y semiáridas.

1 Stanford University, Department of Biology, Stanford,

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

2 Centro de Investigaciones Biológicas, Universidad

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

aguirre69@gmail.com.

3 Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la

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

Abstract

Tropical rain forests constitute ~7% of the terrestrial

surface, yet hold the greatest concentration of biodiversity

on the planet. However, those forests are being

impacted by the highest deforestation and fragmentation

rates at global level. Currently, the predominant

spatial configuration of tropical landscapes is that of an

archipelago of vegetation remnants (forest fragments)

immersed in a sea of transformed terrains consisting

of cattle grasslands and agricultural fields, secondary

vegetation, riparian vegetation, edge roads, and live

fences. Vegetation surveys of floristic diversity show

that such agroscape retains a considerable residual floristic

diversity. Such residual diversity can operate as a

biodiversity-inoculum from which restoration can be

attempted.

Keywords

Degradated areas, botanical knowledge, fragmentation,

biodiversity loss, arid and semiarid regions.

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

Investigación | año 1 • núm 1 • 17-22


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 17-22

18

MAgnITud dE LA rIquEzA FLOríSTICA

En LA SELVA húMEdA

A pesar de que las selvas tropicales húmedas ocupan tan

sólo el 7% de la superficie terrestre, albergan más de la

mitad de todas las especies del planeta (Wilson 1988).

Un grupo representativo que evidencia esta gran diversidad

tropical es el de las plantas con flores (angiospermas),

de las cuales se estima que existen entre 250,000-

300,000 especies, distribuidas mayoritariamente en las

zonas tropicales (Dirzo y Raven 2003). Esto se refleja a

varias escalas. Por ejemplo, a nivel regional, Valencia et

al. (1994) realizaron muestreos de plantas por unidad de

área (densidad de especies), censando las plantas con un

diámetro a la altura del pecho (DAP) > 10 cm, obteniéndose

un registro récord: 473 especies de árboles en una

hectárea en la Amazonia ecuatoriana. En México, en el

área de la selva Lacandona, en un censo de especies considerando

plantas con un DAP > 1 cm se encontró una

densidad de 120 especies en 0.1 ha (R. Dirzo, datos no

publicados). Por otra parte, al considerar floras completas

o relativamente completas, a una escala espacial mayor,

se estima un contingente de 3400 especies de plantas

vasculares en toda la selva Lacandona y, dentro de ella,

específicamente en la región de Chajul, se han descrito

392 especies leñosas (194 de ellas arbóreas) (Martínez

et al. 1994). En la zona de Los Tuxtlas, en el límite actual

de la distribución de la selva alta perennifolia (Dirzo

y Miranda 1991), y específicamente en la Estación de

Biología Tropical “Los Tuxtlas”, se tienen registros de 943

especies de plantas (545 géneros y 137 familias) de las

cuales 278 son árboles, los cuales constituyen el 31.7%

de la flora de la Estación (Ibarra-Manríquez y Sinaca

1995, Ibarra-Manríquez et al. 1997). Otro ecosistema

tropical altamente diverso, no sólo en cuanto a riqueza

de especies sino también rico en endemismos (especies

que habitan exclusivamente en una determinada región)

son las selvas bajas caducifolias o selvas secas (Gentry

1986, Trejo y Dirzo 2002). Se estima que cerca del

60% de las especies presentes en este ecosistema son

exclusivas de México (Rzedowski 1991) y casi el 20%

de la flora de nuestro país corresponde a este tipo de vegetación

(Rzedowski 1991). Sin embargo, a pesar de

esta gran riqueza biológica, tanto la selva húmeda como

la seca, son quizá los ecosistemas más amenazados, ya

que presentan las mayores tasas de deforestación y fragmentación

a nivel global (Whitmore 1991, Achard et al.

2002) y nacional (Masera et al. 1997). En el año 2000

Rodolfo Dirzo, Armando Aguirre y Juan Carlos López

se estimó que existían en el planeta alrededor de 1172

millones de hectáreas de selvas tropicales, de las cuales

56%, 19% y 26% a correspondían a América, África y

Asia Tropical, respectivamente (FAO 2001, Achard et al.

2002). Los factores que impulsan la destrucción de estas

selvas tropicales son principalmente la deforestación

y la consecuente fragmentación de los hábitat naturales,

que para el caso de los trópicos se genera básicamente

por la conversión a potreros para la ganadería extensiva,

la apertura de terrenos agrícolas y, en menor escala, por

lo menos en tiempos recientes, la explotación forestal

comercial masiva (Noble y Dirzo 1997, Lewis 2006).

Entre los años 1981 y 1990 en la América tropical se

perdieron 74 millones de hectáreas de selva a una tasa

de deforestación de 0.75% anual (Withmore 1997). En

México, para el caso de las selvas secas se ha estimado

que existían originalmente 270,000 km 2 de este tipo de

vegetación de las cuales a comienzos de los años 90 sólo

quedaba intacto cerca del 24% (Trejo y Dirzo 2000).

La historia del proceso de deforestación del trópico

mexicano se remonta al periodo colonial (siglos XVI y

XVII), y tuvo su auge en la década de los 60 del siglo XX,

debido a los proyectos dedesarrollo”, así como a grandes

subsidios para la ganadería extensiva. Esto propició una

fuerte conversión de las áreas forestales, ocupando la ganadería

un poco más del 60% del área del país, mientras

que los terrenos agrícolas ocupaban un 14% adicional. La

deforestación continuó durante la década de los 80 en

buena medida fomentada por la crisis económica del país

y la profunda pobreza rural. Las selvas húmedas en México

ocupaban inicialmente una extensión aproximada de 18

millones de hectáreas, de las cuales hacia el año 2002

sólo persistían 3.15 millones, equivalente al 17.5%, de la

vegetación primaria. Actualmente la vegetación considerada

como selva húmeda conservada representa el 33.3%

de la vegetación total remanente de este ecosistema. El

restante 65.7% (6.3 millones de hectáreas) está constituido

por vegetación secundaria, bajo diferentes grados de

perturbación. Los cambios en la cobertura forestal tropical

(deforestación y fragmentación) constituyen uno de los

factores de cambio global de mayor impacto sobre la biodiversidad

(Orians et al. 1995, Sala et al. 1999, Myers et

al. 2000, Dirzo y Raven 2003, Souza 2006).

Como consecuencia de estos patrones de uso de la

tierra y conversión de la cobertura vegetal surgen paisajes

altamente modificados, compuestos de “islas” de

vegetación original, inmersas en una matriz de vegetación

altamente contrastante, constituida por un mosaico


complejo de terrenos bajo diferente tipo de uso, lo que

en conjunto podríamos llamar el paisaje antropizado o

agropaisaje. En terrenos de los que no ha sido totalmente

erradicada la selva tropical, el agropaisaje, es el que

predomina en las zonas cálido-húmedas del país. En este

artículo nos ocuparemos de una región en el sureste de

México, el cual presenta un fuerte impacto antropogénico,

la zona de Los Tuxtlas, en Veracruz.

PAISAjE AnTrOPIzAdO En LA

zOnA dE LOS TuxTLAS

La región de Los Tuxtlas ha estado históricamente impactada

por intensa actividad humana, la cual comenzó

con el proceso de colonización por los Olmecas hace

aproximadamente 1500 años. En el año de 1522 los

españoles llegan a la zona, pero fue hasta mediados de

los años 40 que se insertan en los asentamientos de

las etnias locales, acelerándose la transformación de la

región. Actualmente los asentamientos humanos son

tanto urbanos como rurales, siendo las principales actividades

económicas las agrícolas y ganaderas (Guevara et

al. 1997). Como consecuencia de esta intensa actividad

humana la zona ha reducido su cubierta de vegetación

original hasta casi un 86% (Dirzo y García 1992).

Actualmente, el paisaje que apreciamos en la región

de Los Tuxtlas es uno altamente fragmentado y, en las partes

de bajura, dominado por grandes extensiones de pastizales

dedicados a la ganadería extensiva. Este deterioro

se aceleró notablemente hace aproximadamente 40 años.

Por ejemplo, se tienen estimaciones de que entre los años

de 1967 a 1986 la selva disminuyó 56%, lo que implica

que el total de la selva original se había reducido a 86%

hacia finales de ese año (Dirzo y García 1992), trayendo

consigo una notable fragmentación de la selva remanente.

Recientemente Mendoza et al. (2005) llevaron a cabo un

detallado análisis cuantitativo de la fragmentación en la

parte norte de esta zona, encontrando que en 2005 el paisaje

analizado (un área de ~ 900 km 2 ) comprendía más

de 1000 fragmentos, la mayoría de los cuales presentan

un área ≤ 10 ha. Estos fragmentos, junto con los remanentes

de selva protegidos, se encuentran inmersos en una

matriz de elementos transformados, los cuales pueden ser

ordenados, en un gradiente decreciente de impacto humano,

en: i) áreas de reserva o zonas núcleo de la hoy Reserva

de la Biosfera de Los Tuxtlas, constituidas por los volcanes

San Martín, Santa Marta y San Martín Pajapan y sus áreas

adyacentes; ii) fragmentos de selva de diferente tamaño,

con clara predominancia de los pequeños, iii) terrenos de

vegetación secundaria (también conocidos como “acahuales”),

iv) vegetación de galería o selva riparia; v) cercas

vivas mantenidas deliberadamaente por los pobladores

rurales, con predominancia de especies con capacidad

regenerativa como Bursera simaruba, Gliricidia sepium, y

Erythrina folkersii; y vi) terrenos agrícolas, predominantemente

pastizales, con pastos nativos, introducidos y otras

especies arvenses, pero con numerosos árboles de la selva

deliberadamente dejados en los potreros, y algunos terrenos

esparcidos de cultivo de plátano o chile que varían en

el tiempo y espacio, dependiendo de los niveles de demanda

y valor comercial.

Debido a la gran modificación de la cubierta vegetal

en la región, con las consecuencias negativas que esto

conlleva, incluyendo la pérdida de especies de flora y fauna,

perturbación de procesos ecológicos y erosión del conocimiento

tradicional, resulta crítico emprender estudios

detallados para determinar el potencial de retención de la

biodiversidad remanente en este paisaje antropizado. Por

estas razones estamos llevando a cabo investigaciones

encaminadas a i) determinar cómo es afectada la diversidad

florística, en términos de la riqueza de especies, en

una gama de condiciones que representan la matriz de

paisaje actual (incluyendo áreas de reserva, fragmentos,

vegetación secundaria o “acahuales”, vegetación de galería,

cercas vivas y potreros), y ii) documentar el valor que

puede tener el paisaje antropizado de Los Tuxtlas en la

retención de la flora original.

En el contexto de la fragmentación del hábitat, nuestros

estudios, basados en censos florísticos considerando

plantas ≥ 1 cm de DAP a la escala de 0.1 ha, muestran que

la riqueza de especies en fragmentos de selva en un ámbito

de tamaños contrastantes (desde 2 hasta 700 ha), decae

de manera lineal, desde 135 especies en áreas grandes de

reserva (~700 ha), hasta 102 especies en los fragmentos

menores a 40 ha. Además de la evidente disminución del

número de especies con la fragmentación, hemos detectado

cambios en la estructura y composición de los remanentes

de selva. Por ejemplo, hemos encontrado que en

los fragmentos chicos tienen mayor preponderancia las

especies pioneras o demandantes de luz, típicas de claros

naturales o de terrenos perturbados, mientras que en los

fragmentos extensos de reserva la predominancia es de

especies tolerantes a la luz. Además, detectamos que los

cambios en la abundancia y riqueza de especies depende

del tamaño de las plantas (estimado por el DAP). Así,

encontramos menos riqueza de especies en total, en frag-

Sección: Investigación

Diversidad florística de las selvas húmedas en paisajes antropizados 19


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 17-22

20

mentos chicos (< 40 ha) cuando consideramos plantas ≤

2.5 cm de DAP, en comparación con los fragmentos grandes.

En contraste, no detectamos cambios significativos

cuando analizamos plantas con un DAP ≥ 10 cm, es decir,

árboles de gran envergadura. Esto indica una restricción en

el reclutamiento de plantas de estadíos jóvenes (plantas

post-fragmentación) en fragmentos chicos; esto se debe

muy probablemente a las modificaciones en las condiciones

ambientales en las orillas de los fragmentos, ya que

en fragmentos de menor tamaño la influencia al efecto de

borde es mayor (Mendoza et al. 2005), afectando negativamente

el establecimiento y permanencia de plantas

jóvenes de especies típicas de la selva madura y conservada

(Didham y Lawton 1999, Laurance 2000, Benítez-

Malvido y Martínez-Ramos 2003, Harper et al. 2005). En

caso de mantenerse este escenario de aislamiento entre los

fragmentos y la no inmigración/reclutamiento de nuevos

individuos a los remanentes de selva se esperaría que en

los fragmentos chicos (< 40 ha) el establecimiento y permanencia

de especies tolerantes a la sombra, típicas de la

selva madura, disminuya, mientras que en estos fragmentos

las especies pioneras predominen. Por otro lado, en los

fragmentos grandes se podría mantener la composición

florística que hemos detectado, sin embargo, no sabemos

las consecuencias de estos cambios florísticos a mediano

y/o largo plazo.

Estos hallazgos podrían ser de importancia, ya que la

mayor parte de la vegetación original de esta parte de la sie-

Diversidad florística

Rodolfo Dirzo, Armando Aguirre y Juan Carlos López

rra de Los Tuxtlas ha desaparecido (Dirzo y García 1992,

Castillo-Campos y Laborde 2004, Guevara et al. 2004)

y en la actualidad el paisaje está conformado por un gran

número de fragmentos de tamaño pequeño (Mendoza et

al. 2005, Arroyo-Rodríguez et al. 2006), así como por vegetación

secundaria, de bosque de galería y relictos de vegetación

en las orillas de caminos, las tradicionales cercas

vivas y, como situación extrema, los pastizales. En la figura

1 presentamos un modelo gráfico de la configuración del

agropaisaje, incluyendo estos elementos en función de su

grado de impacto antrópico y la representación relativa del

contingente florístico (densidad de especies) que mantienen

en lo particular, así como el contingente florístico

colectivo retenido en el agropaisaje.

Para ilustrar esto cuantitativamente hemos analizado

la riqueza de especies en estos elementos (ahora predominantes)

del paisaje utilizando el mismo protocolo de censos

de plantas en selva extensa y fragmentos, nuevamente

con base en parcelas de 0.1 ha. Nuestros resultados preliminares

muestran que la riqueza (densidad) de especies

que encontramos en los acahuales viejos (> 50 años) es

de aproximadamente el 85% de la riqueza de especies de

la selva continua, aunque la composición de especies es

diferente entre ambas condiciones. Por otra parte, la densidad

de especies en la vegetación de galería es similar a

la que podemos encontrar en fragmentos de selva ≤ 40

ha, con un promedio de densidad de casi 100 especies.

En este elemento remanente de vegetación típico de la

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

retienen y el impacto antropogénico

Acahuales

Vegetación de

galería

Cercas

vivas

Pastizales

Fragmentos

Superficie del paisaje

Selva continua

(áreas de reserva)

Impacto antrópico


zona de Los Tuxtlas, muchas de las especies encontradas

son típicas de la selva madura. Esto deja ver la gran importancia

de estas zonas, no sólo por su capacidad de retener

riqueza florística, sino porque operan como corredores de

movimiento de organismos, propágulos y genes. Por otra

parte, en la vegetación de “orillas de camino” encontramos

en promedio 49 especies, mientras que en las cercas vivas

los números de especies, si bien notablemente más bajos

que en los otros elementos, son de hasta 21 especies en

promedio. En el caso de los potreros la riqueza específica

decae drásticamente en comparación con los terrenos

forestados, con un promedio de 8.3 especies arbóreas, la

mayoría de ellas plantas nativas de la selva, y algunas pocas

exóticas, entre las que sobresalen los cítricos de varios

tipos (naranjas, toronjas, limas).

Estos hallazgos, basados en censos de la vegetación

en todos los elementos remanentes, señalan el potencial

de retención de la flora en el paisaje antropizado tropical,

dependiendo del grado de perturbación. La figura 1 intenta

mostrar que los diferentes componentes de la matriz de

paisaje, ordenados según su diversidad florística, mantienen

un contingente colectivo que depende del área que cubren.

Así, por ejemplo, la vegetación de galería, si bien con alta

densidad de especies, debe contribuir relativamente poco a

la diversidad total, dada su área restringida (lo cual, sin embargo,

la convierte, por definición, en un elemento clave, que

adoptamos siguiendo el concepto de “especies clave”: las

que tienen un impacto desproporcionado en función de su

área). Los remanentes de selva en reservas, aunque son un

componente de poca cobertura de terreno en el paisaje, contribuyen

desproporcionadamente a la riqueza florística total,

dada su gran densidad de especies y el recambio de ellas a lo

largo del espacio de selva remanente. Si bien los números de

especies en los diferentes elementos del paisaje se reducen

con respecto a los remanentes extensos y protegidos, resulta

alentador que algunos de estos elementos retienen un contingente

de especies de plantas relativamente alto, como se

mencionó en el caso de la vegetación de galería y los acahuales.

Estos elementos, en particular la selva de galería y los

acahuales, tienen el potencial de actuar como “donadores”

de especies hacia las zonas más perturbadas de vegetación

aledañas a ellos, y por lo tanto, merecen una atención especial

como elementos de conservación en el agropaisaje.

Visto el paisaje antropizado en su conjunto, se detecta que

más allá de la diversidad remanente en la selva continua y en

los fragmentos grandes, el agropaisaje colectivamente retiene

muchas especies de la selva madura, y muchas especies

de zonas de claros de la selva (pre-adaptadas a la perturba-

ción). Además, los diferentes elementos del paisaje actual

parecen proveer de cierto nivel de complementariedad biológica:

diferentes contingentes de especies se mantienen, a

pesar de la degradación, en diferentes elementos de mosaico.

En suma, dadas las dramáticas tasas de conversión de la

selva en terrrenos dedicados a la ganadería, es importante

mantener la heterogeneidad del paisaje tradicional, incluyendo

los terrenos de reserva que se puedan proteger en los diferentes

elementos del agropaisaje, sin olvidar la integración

de los elementos de manejo de la selva que son mantenidos

por las comunidades rurales locales (por ejemplo, los árboles

remanentes de los potreros).

Finalmente debemos considerar que si bien se observa

un potencial importante de retención de especies

en el mosaico, aún nos falta investigar en qué medida

este contingente florístico remanente será propicio para

el mantenimiento de procesos ecológicos, procesos

biogeoquímicos, interacciones entre especies y mantenimiento

de la diversidad genética mediante procesos

como la polinización y dispersión de semillas (Cordeiro

y Howe 2003, Ward et al. 2005). Estas propiedades

emergentes conducen al despliegue de las complejas funciones

ecosistémicas, típicas de esta vegetación y, por lo

tanto, de los servicios ambientales que las selvas proveen

a la sociedad. Para poder entender la dinámica de las poblaciones

y comunidades de plantas en los fragmentos de

Los Tuxtlas se requiere de estudios detallados, y a largo

plazo, que se encaminen a conciliar el gran desafío ambiental

de la actualidad: conservar lo más posible la biodiversidad,

al tiempo de acomodar las necesidades de uso

de los ecosistemas por las comunidades rurales y consecuentemente

mantener los servicios ambientales de los

que dependemos tanto los pobladores locales, como los

regionales y globales.

bIbLIOgrAFíA

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La evaluación de los cambios de cobertura/

uso del suelo en la República Mexicana

Jean-François Mas, 1 Alejandro Velázquez 1 y Stéphane Couturier 2

Resumen

Como muchos países tropicales, México presenta importantes

procesos de cambio de uso/cobertura del

suelo, dentro de los cuales destaca la deforestación.

Como en la mayor parte del mundo, aún no existe en

México la cultura de someter las bases de datos cartográficas

a una evaluación rigurosa de su fiabilidad,

lo cual abre la puerta a cuestionamientos y polémicas

acerca de la calidad de los datos derivados de las mismas

(superficies y tasas de cambio). En este artículo se

presenta un análisis del cambio en la cobertura y uso

del suelo, los ejercicios de evaluación de su calidad que

lo acompañaron y se discute la importancia de estas

evaluaciones.

Palabras clave

Cambio de coberturas del suelo, deforestación, sistemas

de información geográfica, evaluación de la

fiabilidad.

1 Centro de Investigaciones en Geografía Ambiental.

Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM).

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

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

Morelia, Michoacán, México.

2 Laboratorio de Análisis Geoespacial-Instituto de

Geografía. Universidad Nacional Autónoma de México

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

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

Abstract

As in many subtropical countries, important processes

of land use / cover change, including deforestation,

occur in the United States of Mexico. However, as in

most countries of the world, submitting the data production

process to a rigorous acuracy assessment is absent

from cartographic practices in Mexico. This state

of affairs opens the way to polemics about the quality

of the information derived from these database (such

as total surfaces and rates of change). This article presents

an analysis of land use / cover change in Mexico,

the accuracy assessment steps which backed up the

analysis and a discussion about the importance of such

assessments.

Key words

Land use/cover change, deforestation, Geographic information

system, accuracy assessment.

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

Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 23-39


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 23-39

24

InTrOduCCIón

Es indisputable que durante los últimos 50 años se transformaron

los ecosistemas en magnitudes inimaginables.

Entre los cambios más destacados se enlista la pérdida

de la mitad de la cubierta forestal mundial oriunda,

y la devastación o perturbación irreversible de 30% de

los ecosistemas (www.millenniumassessment.org/en/

index.aspx). El incremento poblacional (de un billón a

finales del siglo XIX a 6.5 billones a principios de siglo

XXI) aunado a las tasas de consumo son patrones asociados

a estos procesos de degradación. ¿Dónde ocurren

estos cambios, de qué magnitud son y cuaáes serán los

escenarios posibles, son preguntas recurrentes y relevantes

para cada país? Esto es crucial para aquellos países

donde por un lado se concentra la mayor riqueza natural

y cultural así como las mayores tasas de pérdida y degradación

de los ecosistemas (Los trópicos). Lambin et al.

(2001), consideran que buena parte de estas preguntas

se cubren en un análisis del cambio en la cobertura y uso

del suelo (ACCUS). Vitousek y colaboradores (1997)

documentan que este tipo de análisis permite entender

las causas y consecuencias de las tendencias de los procesos

de degradación, desertificación, disminución de la

biodiversidad, y en general, pérdida del capital natural y

cultural. Así, desde una perspectiva puramente académica

resulta obvia la relevancia de las bases de datos de

cambio de cobertura y uso del suelo para documentar los

procesos antes descritos (Mas y Fernández 2003). A

partir de éstas, se deducen escenarios sobre la pérdida del

capital natural o biodiversidad, se generan modelos sobre

los posibles efectos del cambio global y se fundamentan

las estrategias de planificación de uso del suelo.

México no escapa de las tendencias mundiales antes

descritas ya que dentro de sus casi dos millones de

kilómetros cuadrados de superficie se observan una gran

cantidad de cambios que en general están por arriba de

la media mundial en cuanto a tasas de deforestación, incremento

de las áreas de cultivo y pastoreo, expansión

urbana y muchos otros bien documentados (Mas et al.,

2004; Sánchez-Colon et al. 2008). El análisis de cambio

de cobertura y uso del suelo (ACCUS), por lo tanto, se

ha convertido en México un insumo fundamental y las

bases de datos tanto de los insumos como las derivadas

del mismo análisis, no son perfectas. La evaluación de la

calidad de la información es crucial y ocupa hoy día una

posición central en las agendas de las instancias que deben

su existencia a la generación de insumos propios para

Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

elaborar ACCUS. En México, como en la mayor parte del

mundo, aún no existe la cultura de someter una base de

datos cartográfica a una evaluación rigurosa. A la fecha

son prácticamente nulas las experiencias que incluyen

un diseño estadísticamente robusto (Couturier y Mas

2009). Esta tarea es sin duda ardua dada la complejidad

de condiciones que prevalecen en el territorio nacional

(Couturier, 2007). Debido a la extensión del territorio,

la topografía montañosa, la gran diversidad de tipos de

coberturas vegetales, la fragmentación y la dinámica de

los paisajes, la elaboración de cartografía sobre uso/cobertura

del suelo en México es difícil. En su enorme superficie

es todo un reto poder contar con insumos de la

resolución espacial adecuada, dado que por un lado a una

escala muy pequeña (e.g., 1:1,000,000) se perdería la

enorme cantidad de procesos locales sobre la dinámica

de la cubierta y uso del suelo. Por otro lado, a una escala

muy grande (1:50,000) resultaría muy costoso mantener

la base de datos actualizada.

La tipificación y nomenclatura temática, a su vez, es

un tema aparentemente resuelto pero no estandarizado.

Las propuestas sobre sistemas de clasificación de la vegetación

no han sido propiamente desarrolladas para hacerlas

coincidir rigurosamente con las tipologías de coberturas

y usos del suelo. De hecho, a menudo se confunden y

con esto se acarrean múltiples errores temáticos. El error

referente al procesamiento y capacitación conlleva un

supuesto para una solución fácil. El trabajo estrecho entre

el experto en manejo de bases de datos geoespaciales

(e.g., el geógrafo o el geólogo) junto con el experto

en estudios de vegetación y/o de usos del suelo (e.g.,

biólogo o el agrónomo) conduciría a evitar dicha fuente

de error. El supuesto, aunque trivial, no parece prevalecer

en el ámbito académico en donde abundan experiencias

con fuertes sesgos mono disciplinarios y los consecuentes

errores inherentes al desconocimiento de alguna de

las partes.

La mejor evidencia de lo antes descrito se muestra en

la diversidad de tendencias de cambio publicadas, en especial

sobre tasas de deforestación (Cuadro 1). Con base

en Velázquez (2008) se observó que al menos existen

16 fuentes diferentes de tasa de deforestación para el

país, que hay enormes inconsistencias entre cada una de

las estimaciones y que las fuentes de error antes descrita

no se han atendido de manera profunda.

Los estudios restringidos a una región generalmente

permiten que las bases de datos puedan ser evaluadas

por medio de un esquema de visitas a campo. Esto pue-


Cuadro 1. Comparación entre tasas de deforestación de México. La fila izquierda incluye datos reportadas por académicos, mientras

que la fila de la derecha contiene datos derivados de instancias de gobierno o de FAO (modificado de Velázquez 2008)

Fuentes académicas Fuentes oficiales

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Media 838,500 Media 492,100

Desviación estándar 451,417 Desviación estándar 181,851

de ayudar a reducir los errores antes descritos ya que, en

general, se utilizan insumos de alta resolución como las

fotografías aéreas y el trabajo de campo, que permiten

discernir mejor entre las categorías. No obstante, las experiencias

divergen tanto en sus métodos como en sus

resultados (Cuadro 2), lo que pone en evidencia que ni

los métodos, ni las bases de datos están exentos de incertidumbres

o errores.

Una regla general es que la gran mayoría de los datos

tanto del cuadro 1 como del cuadro 2 (con sus decorosas

excepciones como lo son las bases de datos del

INEGI, las producidas por la UNAM y las de reciente

elaboración de la SEMARNAT) deriven de extrapolaciones

sin representación cartográfica. Sin una expresión

cartográfica, resulta difícil entender la relación entre

los procesos de cambio (causas, efectos, escenarios

probables) y los fenómenos asociados, tales como ciclo

hidrológicos, fragmentación de los hábitat, pérdida de

biodiversidad, emisión de carbono, pérdida de servicios

ambientales entre muchos otros temas de relevancia

económica y social (Pérez Vega 2008, Ghilardi Álvarez

2008, Soares Filho et al. 2006, Masera et al. 2005).

Resulta también imposible llevar a cabo una evaluación

de la fiabilidad de las estimaciones de la tasa de

cambio.

El análisis cartográfico de los cambios de cobertura

y uso del suelo se obtiene a través de la comparación

de mapas de diferentes fechas. Esta comparación cartográfica

es una operación sencilla desde la plataforma

de un sistema de información geográfica (SIG): al sobreponer

dos mapas de diferentes fechas se obtienen

los tipos de cambio, su superficie y localización. Sin

embargo, en la práctica este método puede conducir a

una sobre-evaluación de los cambios ya que los errores

temáticos (polígonos con atributos erróneos) y de posición

(delimitación incorrecta de los polígonos o desfases)

crean falsos cambios (Mas y Fernández 2003).

Han sido propuestos diversos métodos para detectar

y aminorar estos problemas (Aspinal y Pearson 1995,

Carmel et al. 2001, Mas 2005, Pontius 2001 y 2002,

Pontius y Lippitt 2006). A la fecha, aún no existe el hábito

de evaluar la confiabilidad de los mapas (mapas de

cobertura/uso del suelo para una fecha o mapa de cambio)

y esto se considera la principal limitante a la presentación

de datos robustos sobre cambios (Couturier

y Mas 2009). La confiabilidad de un mapa es el grado

de correspondencia entre los fenómenos geográficos in

situ y sus representaciones en el mapa. La confiabilidad

de mapas de cambio se evalúa a través de la comparación

de la información del mapa con información de

referencia de mayor detalle que los insumos utilizados

para generar dicho mapa (típicamente se usan fotografías

aéreas y datos de campo para evaluar un mapa elaborado

con base en imágenes de satélite tipo Landsat,

por ejemplo).

Con base en lo anterior, este artículo tiene dos objetivos:

1) presentar un ACCUS basado en la comparación

cartográfica entre las bases de datos del INEGI (serie I y

II, de 1976 y 1993, respectivamente) y la del Inventario

Forestal Nacional 2000 (Palacio et al. 2000) y; 2) analizar

los esfuerzos realizados para evaluar la calidad informativa

de estas bases de datos.

Sección: Investigación

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


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 23-39

26

Cuadro 2. Tasa de deforestación derivadas de estudios regionales por tipo de cobertura y para cada periodo

evaluado (tomado de Flamenco 2007). Todas las tasas reflejan pérdida a pesar de ser denotadas por números

positivos

Fuente Cobertura Tasa

Mas et al., 1996

Selvas

Selva alta y mediana 8.7 (1982-1992)

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

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

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

Cuarón, 1991

7.7 (1974-1986)

Dirzo y García, 1992 4.2 (1967-1976)

Selva tropical húmeda

4.3 (1976-1986)

8.15 (1974-1984)

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

Cortina et al., 1998 Selvas, sabana y vegetación secundaria

Bosques

0.24 (1975-1984)

0.04 (1984-1990)

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

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

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

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

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

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

Mas et al., 1996 Mesófilo

Otras transformaciones

10.1 (1982-1992)

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

Cortina et al., 1998

Agricultura mecanizada

Agricultura manual

5.22 (1975-1984)

1.39 (1984-1990)

1.38 (1975-1984)

0.99 (1984-1990)

a Estos valores se obtuvieron en cuadrantes de 5 x 5 km catalogados como áreas de alta deforestación. Sin embargo, las tasas calculadas

para la región son de 2.1% para el periodo 1974-84 y 1.6% para 1984-91.

MATErIALES y MéTOdOS

Insumos, homologación y corrección

Se llevó a cabo una revisión de la cartografía de acceso

público a nivel nacional con el fin de seleccionar mapas

compatibles en cuanto al sistema clasificatorio, la escala

y los métodos de clasificación. De esta naturaleza

existían cuatro bases de datos sobre uso del suelo y vegetación

a nivel nacional y a una escala semi-detallada

Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

(1:250,000). 1 Dos provienen del INEGI y se les denomina

Series I (1968-1986) y II (1993-1996). La calidad

de la información del INEGI es ampliamente reconocida

aunque ninguna de estas dos bases de datos ha sido

sometida a un análisis riguroso de su confiabilidad. Las

otras dos provienen de la cartografía de los inventarios

nacionales forestales (uno en 1994 y otro en el 2000)

realizados por el Instituto de Geografía de la UNAM

(Sorani y Álvarez 1996, Palacio et al. 2000). De estas

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

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


dos últimas, el IFN 2000 fue sometido a evaluaciones

estadísticamente rigurosas pero parciales, en el norte del

país (Mas et al. 2001, Peralta-Higuera et al. 2001) y en

cuatro regiones representando una amplia gama de ecosistemas

forestales del país (Couturier y Mas 2009). Los

resultados de esta última evaluación se presentan más

adelante. Las particularidades de cada una de estas bases

de datos, sus bondades, limitaciones y diferencias se encuentran

en Velázquez et al. (2002), Mas et al. (2004),

SEMARNAT (2005) y Sánchez-Colon et al. (2008).

La diversidad de categorías cartográficas de las Series

I y II del INEGI (INEGI 1980) se homologó al sistema

clasificatorio IFN 2000. Eso consistió en agrupar en cuatro

niveles a las más de 300 categorías de la Serie I y a

las más de 600 de la Serie II. Así se procedió a hacer una

comparación preliminar con énfasis en tres aspectos: El

primer aspecto fue la evaluación de la confiabilidad de la

digitalización de la Serie I, con base en 100 puntos aleatorios

para los cuales se comparó la versión digital y los mapas

impresos; el segundo aspecto fue la identificación de

cambios improbables a partir de los cruces entre mapas.

Un caso ilustra que los “Pastizales alpinos”, por ejemplo,

nunca pudieron haber sido transformados a una “Selva” o

a un “Manglar”. Cuando había incongruencias se recurrió

a la imagen que fue la fuente de información para hacer

el re-etiquetamiento correspondiente. El tercer aspecto

consistió en que se decidió trabajar con los niveles superiores

de agregación ya que las categorías menores encierran

una mayor afinidad y por ende mayor probabilidad de

error. Las diferencias entre “Bosques de pino” y “Bosques

de pino-encino” son discutibles y para tal fin, ambas quedaron

en la categoría de bosques. Los detalles de cada una

de estas operaciones y su programación en la plataforma

SIG se presentan en Mas et al. (2004).

Una vez homologados y corregidos los insumos de

diferentes fechas se cruzaron en el sistema de información

geográfica para generar mapas y matrices de cambio.

Las tasas de cambio se calcularon utilizando la siguiente

ecuación (Nascimento 1991):

t = 1 – ((S 1 –S 2 )/S 1 )) (1/n) –1

Donde: “t” es la tasa de cambio, “S 1 ” la superficie

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

número de años del periodo estudiado (fecha 1 – fecha

2).

Evaluación de confiabilidad

La evaluación de la confiabilidad de las bases de datos y el

cambio resultante de sus cruces se realizó en dos etapas.

La primera etapa se realizó en cuatro áreas eco-geográficas

de México (Couturier 2007 y Couturier y Mas

2009). Estas áreas están caracterizadas por diferentes

situaciones de cobertura vegetal y de uso de suelo, representando,

hasta cierto punto, la complejidad del territorio

nacional. Dos áreas mayoritariamente templadas, la cuenca

cerrada del lago de Cuitzeo (referida después como

Cuitzeo), y la región del Pico de Tancítaro; un área con

condiciones cálido-húmedas (región de Los Tuxtlas) y

una con climas sub-húmedos (cuenca del río Candelaria).

Las áreas del Pico Tancítaro y del río Candelaria se caracterizan

por la dominancia de cobertura naturales arbóreas

(con y sin manejo intensivo humano, respectivamente).

Las regiones de Cuitzeo y de Los Tuxtlas están caracterizadas

por modificaciones antrópicas por cultivo anual y

uso agropecuario, respectivamente. El insumo base para

la verificación en cada área eco-geográfica fue la fotografía

aérea (el archivo INEGI para dos áreas y vuelos

independientes para las restantes).

La segunda etapa fue a partir de dos áreas piloto a)

la región del sureste de México (16,200,000 de has) y

b) el Estado de Michoacán (6,000,000 de has); lo que

equivale al 12% de la superficie terrestre del país con excelente

representatividad para la mayoría de los ecosistemas.

Para este fin se construyeron dos bases de datos:

una que fue resultado de los mapas de cambio derivadas

del cruce (llamada contextual) y otra independiente con

base en fotografías aéreas del INEGI escala 75,000 y las

fotografías aéreas digitales tomadas en el ámbito del IFN

2000 (Peralta-Higuera et al. 2001), denominada de referencia.

Con base en un muestreo aleatorio (por basarse

en una tabla de números al azar) estratificado (para incluir

un número suficiente de sitios de verificación para

cada categoría independientemente de su superficie, ver

Stehman y Czaplewski 1998) se seleccionaron 43 y 55

pares (dos fechas diferentes) de fotografías de un mismo

sitio para el sureste y Michoacán, respectivamente. Para

cada sitio correspondiendo a un par de fotografías, se

hizo la interpretación visual de las fotografías y se estimó

la proporción de cada proceso de cambio. Los datos se

analizaron a través de matrices de confusión considerando

dos enfoques, a) el enfoque Booleano, en el cual se

consideró que un sitio de verificación está correctamente

Sección: Investigación

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


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 23-39

28

clasificado únicamente cuando el proceso de cambio con

la mayor superficie en la foto (base de datos de referencia),

corresponde con el proceso de cambio con mayor

superficie en el mapa de cambios (base de datos contextual),

y b) el enfoque difuso (“fuzzy”) en el cual, los sitios

de verificación donde coincidieron con más de 40%

de la superficie un mismo proceso tanto en el mapa de

cambios como en las fotos, se consideraron aceptables

(Woodcock y Gopal 2000).

Para ambas etapas, el grado de confiabilidad se expresó

en tres índices: el de la confiabilidad global (proporción

del mapa correctamente clasificado); el de la confiabilidad

del usuario (que mide la proporción de sitios de cierta categoría

en el mapa que están correctamente clasificados

al ser verificados en la base de datos de referencia); y el

de la confiabilidad del productor (proporción de sitios de

cierta categoría en las fotografías que están correctamente

clasificados en la base de datos contextual). Debido a

que el muestreo fue aleatorio estratificado, para calcular

los índices de confiabilidad sin sesgo, las matrices fueron

ponderadas con la proporción que ocupó cada categoría

en el mapa según el método propuesto por Card (1982).

Estos cálculos permiten evaluar el intervalo de confianza

alrededor de la estimación de la confiabilidad (los detalles

metodológicos se presentan en Mas y Couturier 2009).

Los resultados se discuten a la luz de las ventajas y limitaciones

de las diversas bases de datos existentes.

rESuLTAdOS

Homologación y corrección

El proyecto del IFN 2000 incluyó la construcción de un

marco conceptual que asegurara la compatibilidad temática

con las bases de datos existentes. Para el año 2000

no existía en el país una conformación de leyenda que

resolviera la amplia diversidad de tipos de vegetación y su

potencial de ser delineados en cartas a escala 1:250,000.

Para INEGI la cantidad de categorías entre sus series divergía

enormemente ya que la Serie I consideró más de

300 y la Serie II más de 600. Las leyendas, no obstante,

presentan categorías de coberturas que hacen compleja

la organización y estandarización. Por ejemplo:

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

Tamaulipeco)

2. El uso del género arbóreo dominante antes de

la fenología (v. gr. bosque de encino con al me-

Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

nos tres connotaciones, caducifolia, perenne y

subperennifolia)

3. El uso de la condición mesoclimática (v. gr. bosque

mesófilo, matorral xerófilo, vegetación de desiertos

áridos)

4. El uso de términos geomorfológicos o fisiográficos

(v. gr. dunas costeras, vegetación de desiertos áridos

arenosos)

5. El usos de nombres o vocablos locales tales como:

“tetechera”, “nopalera”, “popal”, “tular”, “izotal”, “carrizal”,

entre otros

La segunda tarea fue referente a la jerarquización, es

decir, conceptos como bioma, tipo de vegetación, formación

vegetal, comunidad vegetal, asociación y otros

(usados de manera distinta por cada autor y no incorporados

en la construcción de las leyendas del INEGI)

fueron sistematizados y a partir de estos se propuso un

sistema jerárquico que prevalece hasta hoy día. Se puso

además énfasis en adaptar el alcance temático de este

sistema jerárquico con la capacidad de discernimiento

del soporte de percepción remota (imágenes Landsat),

lo que no había sido un énfasis de la estrategia de mapeo

de la Serie II.

Otro aspecto del IFN 2000 que tuvo implicaciones

en la calidad de la información fue la estrategia metodológica

para la obtención, corrección geométrica, mejoramiento,

visualización e impresión del insumo principal

(Landsat ETM +). Para el procesamiento de los

insumos se construyó una base de datos de puntos de

control (derivada de las cartas topográficas de INEGI escala

1: 50,000) para asegurar que los posibles errores

por distorsión y desplazamiento no fueran mayores a los

recomendables para la escala de trabajo (≤ a 50 metros).

Para la delineación de polígonos se contó con la asesoría

y supervisión de expertos regionales, siempre uno del

INEGI para asegurar la comparabilidad y uno de alguna

institución académica. Los aspectos más innovadores y

rigurosos se generaron con las metodologías propias para

evaluar y corregir errores de etiquetamiento y de incompatibilidad

de polígonos vecinos (Palacio et al. 2000).

Análisis de procesos de deforestación

Los mapas de 1976, 1993 y 2000 se cruzaron para

generar dos mapas de cambio para los periodos 1976-

1993 y 1993-2000 de los cuales se derivaron los

mapas, las matrices y las tasas de cambio. En la figura


Figura 1. Superficie (km 2 ) de los principales tipos de vegetación y uso del suelo en 1976, 1993 y 2000. B: bosque; S: selva; M.:

matorral; P.N.: pastos naturales; Pz: pastizales; C: cultivos

Figura 2. Mapa de deforestación (1976-2000)

Sección: Investigación

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


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 23-39

30

1 se presentan las superficies de los principales tipos

de vegetación y uso del suelo. Se puede observar un

importante incremento de los pastizales y cultivos, así

como un importante decremento de las áreas forestales.

Entre 1976 y 2000 fueron más de 20,000 km 2

de bosque, 60,000 km 2 de selva y 45,000 km 2 de

matorrales desmontados, lo que representa tasas de

deforestación de 0.25, 0.76 y 0.33 % por año, respectivamente.

La figura 2 representa la distribución

espacial de las áreas forestales y deforestadas. Para

fines de claridad en la representación en blanco y negro,

se juntaron bosques templados, selvas y matorrales

en una sola categoría. Se puede observar que la

deforestación fue particularmente elevada en ciertas

regiones.

Evaluación de la confiabilidad fase I

En el cuadro 3 se presentan los índices globales y por

categoría de la confiabilidad del mapa del IFN 2000 para

cada área eco-geográfica.

Observamos que las categorías “manglar” y “otros

tipos de cobertura” (sin vegetación aparente, cuerpo

de agua y asentamiento humano) están cartografiados

con muy alta confiabilidad (generalmente superior

a 79%). Por lo contrario, se pueden registrar altos

niveles de error en las categorías de vegetación

acuática no arbolada (popal-tular y vegetación halófila).

En contraste con las altas confiabilidades generalmente

obtenidas para las categorías cartografiadas

de vegetación poco modificada (categorías sin “vegetación

secundaria”), numerosos errores afectan las

categorías de vegetación muy modificada (categorías

denominadas “con vegetación secundaria”). Por

ejemplo, en Cuitzeo, las categorías matorral subtropical

(78%), bosque de pino-encino (97%), bosque de

encino (92%), bosque de pino (79%) y bosque de

oyamel (76%) se encuentran muy confiables, mientras

las categorías de bosque de encino con vegetación

secundaria (46%), pino con vegetación secundaria

(12%) y bosque mixto con vegetación secundaria

(45%) están cartografiadas con baja confiabilidad.

Tanto desde el punto de vista taxonómico como de

los elementos del paisaje, las categorías de vegetación

muy modificada se encuentran cercanas a categorías

de uso de suelo y a categorías de vegetación poco modificada.

Por lo tanto, son más propicias a confusión

con otras categorías que las categorías de vegetación

Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

poco modificada. Esta baja confiabilidad arroja retos

de mejoramiento de la futura cartografía por la importancia

que reviste la vegetación muy modificada en

estudios de degradación de los ecosistemas.

Los índices globales de confiabilidad (IGC) al nivel

de subcomunidad por área eco-geográfica oscilan

entre 64.4% (Candelaria) y 77.9% (Los Tuxtlas), los

cuales se revelan muy aceptables comparados con niveles

de confiabilidad registrados en las pocas evaluaciones

estadísticamente válidas de mapas regionales

en el mundo (Couturier y Mas 2009). Por ejemplo, el

IGC del IFN2000 en las dos áreas densamente forestadas

(Tancítaro y Candelaria), de 64.4% y 67.3%,

es comparable con el resultado de un estudio con

alto número de clases de bosque, en Canadá (67%,

véase Wulder et al. 2007). Por otra parte, los valores

de IGC en las áreas en donde prevalecen clases

de uso de suelo (Cuitzeo y Los Tuxtlas), de 74.6% y

77.9%, son comparables con el resultado del estudio

de la cartografía Corine Land Cover 2000 (Büttner y

Maucha 2006), enfocada en usos de suelo, en Europa

(74.8%), y con el resultado de TREES2000 en Asia

del Sur y Sureste (72%, véase Stibig et al. 2007),

y superan el rango del estudio estadísticamente válido

en las regiones administrativas de los Estados

Unidos de América (46% a 66%, véase Stehman et

al. 2003). Un análisis comparativo más detallado entre

las evaluaciones se puede consultar en Couturier y

Mas (2009).

Evaluación de la confiabilidad fase II

En el sureste, la fiabilidad global obtenida a través del enfoque

booleano fue de 72.6% y con el enfoque difuso de

88% considerando solo tres procesos: permanencia forestal,

permanencia antrópica y deforestación (Cuadros

4 y 5) (Díaz-Gallegos y Mas 2008). En el estado de

Michoacán, la fiabilidad global del mapa de cambio alcanzó

68 y 85% (enfoque Booelano y difuso, respectivamente)

considerando cuatro procesos de cambio

(permanencia de coberturas forestales, permanencia

antrópica, deforestación y recuperación de vegetación

natural) (Fernández 2006).

En la evaluación de la fiabilidad del mapa de cambio

solo se verificaron un número limitado de sitios

(43 y 55) por lo cual los intervalos de confianza

alrededor de la estimación de fiabilidad es grande

(Cuadro 6).


Cuadro 3. Índices de confiabilidad (del usuario y del productor) por categoría del inventario forestal nacional (nivel comunidad con alteración) en las cuatro zonas eco-geográficas

Cuitzeo Tancítaro Tuxtlas Candelaria Área total

por categoría

(km2 )

Código Nombre de

la categoría

Nivel usuario productor usuario productor usuario productor usuario productor

formación

Agricultura 87 90 22 23 578.42

63 75 19.04

83 90 69 78 3748.01

99 100 86 84 57 9 415.13

71 78 87 64 52 99 75 9 1658.51

83 33 28.24

76 100 14.72

Bosque

templado

Nivel comunidad

con

alteración

100 Agricultura

de riego

110 Agricultura

de humedad

130 Pastizal

cultivado

200 Agricultura

de temporal

permanente

210 Agricultura

de temporal

anual

300 Plantación

forestal

410 Bosque de

oyamel

420 Bosque de

pino

421 Bosque de

pino & veg

sec

510 Bosque de

pino-encino

511 Bosque de

pino-encino

& veg sec

79 59 41 44 85 31 229.67

12 5 8 44 0 - 97.90

96 92 77 67 624.82

45 68 56 55 6 83 301.31

Sección: Investigación

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


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 23-39

32

Cuadro 3. Continúa

Cuitzeo Tancítaro Tuxtlas Candelaria Área total

por categoría

(km2 )

Código Nombre de

la categoría

usuario productor usuario productor usuario productor usuario productor

Nivel comunidad

con

Nivel

formación

alteración

92 40 - 28 32 96.32

46 95 5 100 70 82 236.20

600 Bosque de

encino

601 Bosque de

encino & veg

sec

700 Bosque

mesófilo de

montaña

Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

0 - 100 100 22.51

Bosque

tropical

92 66 368.43

800 Selva med

y alta

perennifolia

63 42 88.56

801 Selva med y

alta perennifo-

lia & veg sec

70 89 5595.31

820 Selva med

y alta sub-

perennifolia

55 45 982.82

821 Selva med

y alta subperenn

& veg

sec

52 61 1971.60

830 Selva

baja sub-

perennifolia

32 1 27.57

831 Selva baja

sub-perennifo-

lia & veg sec

Matorral 78 29 77.58

920 Matorral subtropical


Cuadro 3. Continúa

Cuitzeo Tancítaro Tuxtlas Candelaria Área total

por categoría

(km2 )

Código Nombre de

la categoría

usuario productor usuario productor usuario productor usuario productor

Nivel comunidad

con

Nivel

formación

alteración

88 63 307.25

921 Matorral

sub-tropical &

veg sec

1200 Chaparral - 0.00

1320 Sábana Pastizal 22 - 120.13

1330 Pastizal

60 91 36 66 69 11 67 26 686.80

inducido

1400 Manglar Vegetación

86 99 87 96 87.08

higrófila

1410 Popal-tular 47 68 53 100 70 44 340.60

25 21 9 41 71.34

0 82 92 87 100 51.54

Otro tipo de

vegetación

Otro tipo de

cobertura

100 63 97 88 92 92 80 72 163.62

1510 Vegetación

halófila

1600 Sin vegetación

aparente

1700 Asentamiento

humano

89 92 100 98 48 96 462.87

1800 Cuerpo de

agua

Total 74.6 67.3 77.9 64.4 19475.41

Sección: Investigación

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


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 23-39

34

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

Mapa de

cambio

Sitio de

verificación

Sitios de

verificación

1. Coberturas

antrópicas sin

cambio

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

dISCuSIón y COnCLuSIón

Consecuencias de la falta de evaluación

para la cartografía del IFN2000

El mapa del IFN no está exento de error dado que existen

limitaciones que deben considerarse. Por ejemplo la falta

de un mecanismo de verificación completa y expedita al

momento de ser liberado obligó a depender de la Serie

Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

1 2 3 Total Fiabilidad del

productor

(1 - error de

omisión)

0.142 0.017 0.058 0.216 0.65

2. Deforestación 0.137 0.115 0.252 0.54

3. Bosques sin

cambios

0.035 0.034 0.462 0.531 0.87

Total 0.177 0.188 0.635

Fiabilidad del 0.80 0.73 0.73 Fiabilidad global

usuario (1 - error

de comisión)

0.74

Mapa de

cambio

Sitio de

verificación

Sitios de

verificación

1. Coberturas

antrópicas sin

cambio

1 2 3 Total Fiabilidad del

productor

(1 - error de

omisión)

0.157 0.008 0.058 0.223 0.70

2. Deforestación 0.020 0.155 0.175 0.89

3. Bosques sin

cambios

0.025 0.577 0.602 0.96

Total 0.177 0.188 0.635

Fiabilidad del 0.89 0.82 0.91 Fiabilidad global

usuario (1 - error

de comisión)

0.89

II como única fuente de información para la asignación

de etiquetas a cada polígono. Los errores fueron diversos

y a la luz del tiempo se han detectado que para ciertas

regiones como el centro occidente (Oaxaca, Guerrero,

Michoacán y Jalisco), así como para regiones del sureste

(Yucatán y Quintana Roo), los errores fueron más notorios

sin llegar a ser significativamente importantes (Mas

y Fernández, 2003; Velázquez et al. 2003).

Un punto de confusión adicional lo representa el nivel

taxonómico de mayor detalle de la leyenda utilizada


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

Tipo de cambio Fiabilidad del

productor (%)

1. Coberturas antrópicas

sin cambio

en el IFN 2000 (nivel denominado subcomunidad). Se

intentó incluir en este nivel un grado de dominancia de

alta o baja modificación antrópica (con o sin vegetación

secundaria) para aquellas coberturas de vegetación que

podían ser clasificadas como tal. La nomenclatura de dicho

nivel y su rigurosa aplicación para cada una de las

categorías presentaron deficiencias de inteligibilidad para

los lectores ajenos al proceso mismo de categorización

de los polígonos, y deficiencias de confiabilidad a la luz de

los resultados presentados de confiabilidad por clase (la

cartografía de las coberturas “con vegetación secundaria”

resulta poco confiable).

Otra limitación de la ausencia de un esquema de evaluación

del mapa IFN 2000 fue la carencia de un análisis

de intervalos de error estadístico, propio de la escala y

que se puede derivar de los ejercicios de evaluación. Esta

carencia no permitió que se generaran escenarios prospectivos

confiables al momento de la entrega y obligó

a presentar la información como un dato “duro” a pesar

de conocer las posibles fuentes de error. Las superficies

reportadas en este estudio, no obstante, fueron comparables

con las estadísticas publicadas para los tres grupos

de leñosas del país. Se observan diferencias importantes

en los pastizales naturales y los cultivos (que incluyen a

los asentamientos humanos dentro de la categoría). Para

los primeros el IFN reporta por arriba de 8 millones de lo

reportado por la Serie III; mientras ésta última base de

datos reporta que los cultivos cubren una extensión de

Medio intervalo

de confianza (%)

Fiabilidad del

usuario (%)

70.4 34.8 88.7 19.6

2. Deforestación 88.6 15.3 82.4 15.9

3. Bosques sin

cambios

95.8 17.7 90.9 17.0

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

más de 7 millones por arriba a lo reportado por el IFN

2000 (Cuadro 7).

El análisis de cambio de uso del

suelo derivado del IFN 2000

Medio intervalo

de confianza (%)

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

Bosques 16.9 17.6 -0.7 -1,302,616

Selvas 15.9 16.2 -0.4 -699,029

Matorrales 28.5 26.2 2.3 4,507,257

Pastizales 9.7 5.3 4.4 8,553,469

Cultivos 23.5 27.5 4.0 -7,775,881

Por mandato del INE-SEMARNAT, el Instituto de

Geografía-UNAM entre el 2001 y 2002 realizó una

investigación enfocada a comparar (cartográfica y estadísticamente)

las bases de datos disponibles a escala

1:250,000 para poder obtener predicciones que describieran

la dinámica de la cubierta del suelo y por ende

las tasas de pérdida del capital natural (Velázquez et al.

2002). Para fines de este estudio resulta relevante destacar

que por primera vez en la historia del país y por

iniciativa de dependencias oficiales (INEGI, SEMARNAP

e INE), se pudo llevar a cabo un análisis de cambio de uso

de suelo basado en información con expresión cartográfica

robusta, compatible en sus leyendas y comparable en

sus escalas. Entre los resultados más conspicuos, se cita

que las tasas de cambio de mayor grado de confianza se

observaron al tomar la Serie I como base de datos de referencia.

La serie II aún mostraba muchas incongruencias

para poder considerarse una base de datos adecuada para

un cálculo robusto (Velázquez et al. 2002) 2 .

2 El INEGI elaboró posteriormente una versión reestructurada

(serie IIR).

Sección: Investigación

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


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 23-39

36

Con base en lo anterior, resulta interesante comparar

lo que resultó de los cruces entre la Serie I, el IFN 2000

y la Serie III. Para hacerlo más objetivo se calcularon las

tasas de cambio (eje vertical) y los resultados (figura 3)

mostraron que las tasas derivadas de la comparación con

el IFN son superiores para los bosques, selvas y pastizales;

y más bajas para los matorrales y los cultivos (que

incluyen a los asentamientos humanos dentro de la

categoría).

Las diferencias aunque pequeñas nos dejan ver

tendencias diferentes. Sánchez Colón et al. (2008)

documentaron en detalle la condición y tendencias

de los ecosistemas de México con base en la comparación

de las series I, II y III del INEGI. En este estudio

se observa que en la última década las tasas de

pérdida de las cubiertas naturales se han disminuido

drásticamente comparadas con lo que se reporta antes

de los 70 y entre los 70 y los 90. El estudio de

Mas et al. (2004) no hace dicha distinción pero se

infiere de sus bases de datos que las tasas más que

disminuir se han estabilizado.

Jean-François Mas, Alejandro Velázquez y Stéphane Couturier

Figura 3. Tasas de cambio (% por año) comparativas entre la Serie I del INEGI

(1976) como base de referencia y el IFN 2000 y la Serie III del INEGI (2002)

Consecuencias de la falta de evaluación para el

análisis nacional de cambios de uso del suelo

Una de las políticas que merece una reflexión profunda

es el tema de conservación ya que es deseable que una

buena base de datos pueda contribuir a desarrollar políticas

de conservación ad hoc para cada tipo de vegetación

y ponderadas para cada región de un país como México.

Para fines de elaboración de escenarios en el país las

dos situaciones consideradas en este trabajo resultan

contrastantes y merecen ser evaluadas antes de que una

u otra de las dos sea adoptada como verdad irrefutable.

Por lo tanto, las bases de datos futuras deben por convicción

contar con un mecanismo de evaluación de su calidad

de información. Tal evaluación permite no solamente

conocer el grado de fiabilidad con el cual el mapa presenta

la distribución de las coberturas del suelo, o los cambios

de cobertura, sino también sus sesgos y defectos específicos.

Sólo así, se podrán atender de manera rigurosa los

aspectos de la planificación territorial o mejor conocido

en México como el proceso de Ordenamiento Ecológico

Territorial (OET). Hoy día no menos de la mitad de los

insumos en sus fases de diagnóstico o caracterización, de

integración o análisis y de pronóstico o proyección, re-


curren al uso de la cartografía de los tipos de vegetación

para entender la condición, la tendencia y el potencial de

uso de un territorio.

México tendrá que apostarle a contar con bases de

datos congruentes y con una sólida expresión territorial

o permanecer al margen de poder profundizar en el conocimiento

del territorio y la generación de información

que coadyuve a definir estrategias y políticas de manejo

y conservación de los recursos naturales y culturales en

tiempo r eal.

AgrAdECIMIEnTOS

Parte de este estudio se llevó a cabo en el ámbito del proyecto

Regionalización ecológica a nivel regional: Análisis

del cambio de uso del suelo (Instituto de Geografía -

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Sección: Investigación

La evaluación de los cambios de cobertura/uso del suelo 39


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 40-53

40

Tendencias y proyecciones del uso del suelo y

la diversidad florística en Los Altos de Chiapas,

México

Mario González-Espinosa, 1 4 Neptalí Ramírez-Marcial, 1 Luis Galindo-Jaimes, 2

Angélica Camacho-Cruz, 2 Duncan Golicher , , 1 Luis Cayuela 3 y

José María Rey-Benayas 3

Resumen

En Los Altos de Chiapas la agricultura tradicional y

la extracción forestal con disturbio crónico de baja

intensidad han causado deforestación y degradación

de la estructura y función de los bosques. Ha ocurrido

una “pinarización” del paisaje, un fenómeno de amplia

ocurrencia en las montañas tropicales de México, poco

reconocido y comprendido: inducción de la dominancia

de pinos donde antes predominaron los encinos y una

alta biodiversidad. En este trabajo se presentan resultados

sobre deforestación, degradación y regeneración

de los bosques remanentes. Se proponen alteraciones

en la distribución de grupos de especies bajo diferentes

escenarios de cambio climático, y la restauración de

los bosques con base en la riqueza de árboles nativos

(120-140 especies), para recuperar su biodiversidad

y alcanzar un uso sustentable.

Palabras clave

Cambio climático, disturbio crónico, encinos, extracción

forestal, grupos funcionales, pinarización, pinos,

reforestación, restauración de bosques, sucesión

forestal.

1 Departamento de Ecología y Sistemática Terrestres,

División de Conservación de la Biodiversidad, El Colegio

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

Las Casas, Chiapas, México.

2 Biodiversidad: Conservación y Restauración, A. C.

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

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

Recibido: 29 de septiembre de 2008 Aceptado: 26 de febrero de 2009

Abstract

Traditional agriculture and forest use in the highlands

of Chiapas have driven severe forest clearing and degradation.

An induced pine-rise has swept over most of

the productive landscape units, a frequent but mostly

neglected pattern in the tropical mountains of Mexico:

native pine species become dominant in forest stands

that previously included mostly oaks and many other

broadleaved trees. Results are presented on deforestation

rates, floristic impoverishment, and natural tree

regeneration in the remaining forests. The distribution

of climatically associated species pools is related to different

scenarios of regional climate change. Forest restoration

practices are proposed based on using of a high

number of tree species (120-140) that would allow

for biodiversity recovery and sustainable use.

Key words

Chronic disturbance, climatic change, deforestation,

forest restoration, forest succession, forest use, functional

groups, oaks, pines, pine-rise.

3 Departamento Interuniversitario de Ecología, Universidad

de Alcalá, 28871, Alcalá de Henares, España.

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

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

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


41

No es aventurado aseverar que la riqueza biológica de

Chiapas, junto con la del vecino estado de Oaxaca, contribuye

en gran medida a que México haya sido incluido

entre los países megadiversos (Mittermeier 1988,

Ceballos et al. 1998, García-Mendoza et al. 2004,

González-Espinosa et al. 2005a, Brooks et al. 2006).

En estrecha dependencia con su alta biodiversidad, se ha

reconocido también la riqueza cultural actual e histórica

de Chiapas (Berlin et al. 1974, Collier 1975, Perales et

al. 2005). Aunque en gran medida esta cultura se plasma

en la persistencia de prácticas ancestrales de aprovechamiento

de los recursos naturales por las comunidades

(por ej. Nations y Nigh 1980, Parra-Vázquez y Díaz

Hernández 1997, Hellier et al. 1999, Levy-Tacher et al.

2002, Levy-Tacher y Aguirre Rivera 2005, Montoya et

al. 2003), es también cierto que su potencial de aportación

a un aprovechamiento sustentable no ha alcanzado

a realizarse y, así, contribuir a romper la frecuente asociación

positiva (que no una relación de causa-efecto)

entre la pobreza y la riqueza biológica (Montoya-Gómez

et al. 2003, Adams et al. 2004).

Los ecosistemas terrestres potenciales de Chiapas,

desde cerca del nivel del mar, en las planicies costeras

del Pacífico y del Golfo de México, hasta su límite con

el Zacatonal Alpino arriba de la cota de los 3000 m en

el volcán Tacaná, corresponden casi completamente a

diferentes tipos de bosques (Miranda 1952, Breedlove

1981, González-Espinosa et al. 2004, 2005b, González-

Espinosa y Ramírez-Marcial, en prep.). De manera similar

a lo que ha ocurrido con los bosques de otras regiones

tropicales, la superficie forestal en algunas regiones de

Chiapas se ha reducido por lo menos a la mitad de lo

que era hace 40 años (de Jong et al. 1999, Cayuela et

al. 2005, 2006a). Más aún, las superficies que ahora se

observan arboladas (y en buena medida también hace

40 años) corresponden a bosques con diversos niveles

de degradación en su estructura y funcionamiento.

En Chiapas, la causa principal de la desaparición de

los bosques y de la degradación de los fragmentos forestales

remanentes ha sido el cambio de uso del suelo

para establecer diversos tipos de unidades de producción

agropecuaria y su interacción ocasional, aunque muy dañina,

con fenómenos naturales y económicos de escala

regional o global como los incendios sobre amplias extensiones

en años de El Niño, los huracanes de alta intensidad

y violencia, la migración y el empobrecimiento

(Richter 2000, Román-Cuesta et al. 2003, Montoya et

al. 2003). A su vez, la expansión de las áreas dedicadas a

Laura Arriaga

la agricultura refleja un crecimiento de la población, que

aunado a las presiones de la globalización y la legítima

aspiración de las comunidades indígenas y de campesinos

mestizos por un mayor bienestar, ha rebasado ampliamente

los límites de la sustentabilidad bajo las condiciones

de tecnología, políticas públicas y organización

disponibles (Parra-Vázquez y Díaz-Hernández 1997,

Richter 2000, Montoya et al. 2003, Villafuerte-Solís

2004).

En este trabajo se revisan evidencias recientes de la

deforestación y de impactos del cambio de uso del suelo

en la poblada región conocida como Los Altos o la

Meseta Central de Chiapas. Las preguntas guía que se

proponen son: (1) ¿qué referencia de riqueza florística

es posible proponer para valorar el grado de afectación

de los paisajes agropecuarios, que a la vez definiría el potencial

y tamaño del reto que representa la restauración

ecológica en la región?, (2) ¿cuáles son las principales

tendencias de uso del suelo?, (3) ¿cuáles son los principales

procesos y consecuencias físicas y biológicas de

estos cambios? y (4), ¿cuáles son las tendencias y mayores

amenazas para la conservación y aprovechamiento

sustentable de los bosques en la región?

rIquEzA FLOríSTICA dE LOS ALTOS dE ChIAPAS

El sur de México y Centroamérica, regiones con las que

Chiapas tiene sus principales relaciones biológicas, constituyen

en conjunto una de las regiones más ricas en diversidad

vegetal en el mundo (Mittermeier et al. 2003,

Francis y Currie 2003). Si bien debe concederse que la

exploración botánica realizada en Chiapas es aún claramente

insuficiente, puede decirse que la flora del estado

es relativamente bien conocida. A este conocimiento han

contribuido muchos proyectos botánicos y etnobiológicos

efectuados en la entidad o en regiones vecinas.

El proyecto Flora de Chiapas, realizado por la Academia

de Ciencias de California desde el decenio de 1970, ha publicado

el tratamiento monográfico de unos pocos grupos

de plantas vasculares. Otros proyectos de gran envergadura

realizados en Guatemala han contribuido al conocimiento

de un más amplio conjunto de grupos (los trabajos

de Charles L. Lundell sobre El Petén publicados en el

decenio de 1930 y, en especial, el proyecto del Museo

Field de Chicago sobre la flora de ese país, publicado entre

1946 y 1975). Más recientes, deben mencionarse

proyectos realizados en los estados vecinos de Oaxaca

(García-Mendoza et al. 2004), Veracruz (proyecto Flora

Sección: Investigación

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


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 40-53

42

de Veracruz) y de la península de Yucatán (Durán et al.

2000), con los cuales los ecosistemas chiapanecos comparten

muchos elementos florísticos. Finalmente, Chiapas

se localiza dentro del área de estudio del proyecto Flora

Mesoamericana (realizado por el consorcio formado por la

Universidad Nacional Autónoma de México [UNAM], el

Jardín Botánico de Missouri y el Museo de Historia Natural

de Londres), actualmente reconocido como el proyecto de

exploración botánica más ambicioso y activo en el sur de

México y Centroamérica.

La riqueza de angiospermas de México ha sido estimada

por diferentes autores desde no menos de 16,870

hasta 30,000 especies (Villaseñor 2003), con estimaciones

más recientes entre 21,300 y 24,600 especies

(Espejo-Serna et al. 2004). Sin embargo, en la medida

en que el conocimiento taxonómico llegue a ser

más exhaustivo y se revise y depure la nomenclatura,

es posible estimar como una cifra más acertada la de

Mario González-Espinosa et al.

26,000-27,000 especies (J. L. Villaseñor-Ríos, Instituto

de Biología, UNAM, com. pers.). De este conjunto, al

menos unos 7,600 taxa corresponderían a la flora de

chiapaneca (Villaseñor 2003). Las causas de la enorme

riqueza florística de Chiapas se identifican con su accidentada

orografía y su historia geológica, que determinan

una gran variedad de climas y condiciones ecológicas

(Breedlove 1981, González-Espinosa et al. 2005b).

Miranda (1952) y Breedlove (1981) identificaron en

Chiapas 12 y 18 formaciones vegetales, respectivamente,

de las cuales la mayoría corresponden a bosques y

selvas. La riqueza arbórea de Chiapas se ha estimado, de

manera conservadora, en 1,400-1,500 taxa (González-

Espinosa et al., 2004, 2005b). (Se consideran como

árboles a aquellas plantas con hábito monopódico, cuyo

tallo principal alcanza más de 3 cm de diámetro a una

altura aproximada de 130 cm desde el suelo y con altura

de su copa de más de 3 m.)

Fig. 1. La diversidad de árboles y la fisiografía en Chiapas. Se muestra la distribución espacial de la diversidad de especies arbóreas

sobrepuesta a un modelo digital de elevación de Chiapas. La diversidad se expresa como el índice de concentración de Simpson (-ln

IS). La estimación se obtuvo con el método de interpolación óptima krigging, a partir de valores calculados en 114 puntos (celdas)

obtenidos de las colectas de herbario disponibles en un área de 77 km2 (n ≥ 40 ejemplares; véanse detalles sobre las bases de datos

utilizadas en González-Espinosa et al. 2004, 2005b, 2008b)


La distribución de la diversidad arbórea de Chiapas es

muy heterogénea (Fig. 1). Se observa que los mayores

valores de diversidad de especies arbóreas conocidas se

encuentran en el oriente de Chiapas, en la región conocida

como la Selva Lacandona. En esa región, los fragmentos

de selvas mejor conservadas pueden tener entre

80-110 (¿hasta 120?) especies de árboles por hectárea

(Meave del Castillo 1990; J. A. Meave del Castillo,

Facultad de Ciencias, UNAM, com. pers.). Aunque las regiones

de Los Altos y las Montañas del Norte, localizadas

por arriba de los 1500 m de altitud, muestran los valores

de diversidad arbórea más bajos en todo el estado, no

necesariamente son pobres en su riqueza arbórea (Fig.

1). El total de especies de árboles estimado para todo el

estado en las franjas altitudinales de 1500-1999, 2000-

2499 y >2500 m es de 411, 319 y 113 especies, respectivamente

(González-Espinosa et al. 2007). No es

raro que un fragmento moderadamente bien conservado

de bosque mesófilo de montaña o de bosque de pinoencino

contenga 40-50 especies arbóreas por hectárea

(González-Espinosa et al. 1995, Ramírez-Marcial et al.

2001, Cayuela et al. 2006a). Los únicos inventarios

disponibles para la región de Los Altos, que han considerado

de manera pretendidamente exhaustiva todos los

gremios de especies de plantas vasculares (excepto las

epífitas) en fragmentos relativamente bien conservados,

han reportado valores de riqueza local de 150 a 190

especies (González-Espinosa et al. 1995; Fig. 2). Si a

estas cifras se agrega la riqueza observada de especies de

epífitas vasculares en rodales de bosque de pino-encino

de Los Altos de Chiapas (74 especies, Wolf y Flamenco

2003, 2005, 2006) el total de riqueza de especies de

plantas vasculares llegaría con facilidad a 220-250 especies,

un límite conservador.

La enorme diversidad florística de Chiapas no sólo

representa riqueza biológica. Aunque no se dispone de

inventarios detallados sobre el aprovechamiento de la

flora en muchas localidades, los pocos listados que hay

disponibles indican que una alta proporción de las especies

de plantas vasculares es utilizada, a menudo de

varias maneras, por las comunidades indígenas y campesinas

de Chiapas (Berlin et al. 1974, Soto-Pinto 1990,

Fig. 2. Riqueza florística y la presencia de encinos en los bosques de Los Altos de Chiapas. Relación entre la riqueza (número de

especies) de los principales gremios de plantas vasculares, y su total (sin incluir epífitas) con el incremento de la importancia (valores

de densidad y área basal relativos) de las especies de encinos (Quercus spp.) en 11 sitios de Los Altos de Chiapas. La amplitud de los

valores de importancia de los encinos abarca desde 0.1 (sitio 1) hasta 44.6% (sitio 11). Se muestra la recta de un modelo de regresión

lineal simple, excepto para el caso de Arbustos, en que se obtuvo un mejor ajuste con un modelo cuadrático. Se indica en cada caso el

coeficiente de determinación. Con excepción de Árboles del dosel y Todas las especies la correlación no paramétrica entre las variables

fue significativa (rho de Spearman < 0.05, n = 11 en todos los casos). Mayores detalles sobre los métodos de muestreo utilizados en

los inventarios florísticos pretendidamente exhaustivos para los fragmentos forestales de cada sitio aparecen en González-Espinosa et

al. 1993, 1995)

Sección: Investigación

Tendencias y proyecciones del uso del suelo y la diversidad florística 43


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 40-53

44

Berlin y Berlin 2005). El doctor Dennis E. Breedlove

(Departamento de Botánica, Academia de Ciencias de

California, com. pers.), estimó que un tercio de las especies

de plantas vasculares de la entidad tenían al menos

un tipo de uso, aunque no se les reconozca un valor comercial:

medicinales, alimenticias por sus flores, frutos,

semillas, hojas, corteza o raíces), forrajeras, materiales

para construcción, combustibles, fibras, ornamentales,

usos industriales, usos ceremoniales, y otros. De esta

manera, el inventario y mantenimiento del mayor número

de especies en un paisaje es de la mayor importancia

como una base de recursos para el desarrollo.

dEFOrESTACIón y CAMbIO dE uSO dEL SuELO

El estudio de los cambios en la cobertura de los bosques

de Los Altos de Chiapas, asociados a la práctica de la

agricultura tradicional y al establecimiento de potreros,

se remonta a proyectos de etnobiología realizados entre

1955 y 1960 (Wagner 1962). La disponibilidad de tecnología

para el manejo y análisis de bases de información

geográfica digitalizadas ha permitido la realización, en el

lapso de los últimos 15 años, de estudios muy detallados

acerca de los cambios del uso del suelo y las causas de la

deforestación en la región (de Jong et al. 1999, Ochoa-

Gaona y González-Espinosa 2000, Palacio-Prieto et al.

2000, Ochoa-Gaona 2001, Cayuela et al. 2006a, b, c,

Cortina Villar et al. 2006; un resumen de cifras relevantes

se presenta en González-Espinosa et al. 2007).

Han sido muy variadas las fuentes de información

utilizadas y los métodos y procedimientos seguidos para

la clasificación de las imágenes y el análisis de la fragmentación

(Ochoa-Gaona 2001, Cayuela et al. 2006b).

No obstante, salta a la vista la gran magnitud de la pérdida

de superficie forestal, particularmente desde principios

del decenio de 1970; de hecho se pueden mencionar,

como casos excepcionales, incrementos de cobertura de

bosques reportados en algunas comunidades durante los

últimos 10 años (Cortina Villar et al. 2006).

Las causas de la deforestación que se han identificado

son diversas y permiten, al menos, plantear de manera

general que hay mucha heterogeneidad en los patrones y

los procesos, tanto en términos espaciales como temporales.

Así, se han podido distinguir procesos muy intensos

de deforestación asociados a concesiones de aprovechamiento

forestal ejecutadas en municipios como Chanal,

entre los años 1970 y 1990 (Ochoa-Gaona y González-

Espinosa 2000), o en comunidades de reciente estable-

Mario González-Espinosa et al.

cimiento derivadas de la reubicación de grupos indígenas

expulsados por supuestos motivos religiosos, o por la invasión

(“recuperación”) de algunas propiedades privadas

en los años inmediatamente siguientes al levantamiento

zapatista de 1994 (González-Espinosa 2005, Cayuela

et al. 2006a). Paradójicamente, algunas medidas conservacionistas

extremas, decretadas y ejecutadas de manera

autoritaria por el ejecutivo estatal, como la suspensión de

aprovechamientos forestales en Chiapas a partir de 1991

(“veda forestal”), que coincidieron o incluso contribuyeron

al inicio del conflicto armado de 1994, aceleraron los

procesos de deforestación y deterioro de los bosques durante

casi todo el decenio (Collier y Quaratiello, 1994,

Villafuerte Solís 2004, González-Espinosa, 2005c).

Sin embargo, y concediendo que se ha encontrado

una considerable variación espacial en el proceso de cambio

de uso del suelo, la región en su conjunto ha sufrido

un marcado descenso en su cobertura forestal. En general,

las tasas anuales de deforestación más frecuentes

sobrepasan estimaciones del 1.5%, lo cual varía en función

de las políticas de desarrollo de las subregiones o

de la situación política particular de las comunidades. Por

ejemplo, si éstas han dedicado más o menos territorio a la

producción agrícola de autoconsumo y la ganadería, o al

aprovechamiento forestal comercial. Con base en el uso

tanto de aerofotografías como de imágenes de satélite,

se han clasificado las unidades de paisaje de tal manera

que permiten interpretar sus cambios en estrecha relación

con los patrones sucesionales derivados de la agricultura

tradicional (Ochoa-Gaona y González-Espinosa

2000). Para 1995, se estimó que en un lapso previo de

30 años, el 50 % del área forestal había sido convertida a

áreas agrícolas o potreros (Cayuela et al. 2005, 2006a),

suponiendo, por breves periodos, uno de los casos más

agudos de deforestación a nivel mundial. No sólo eso, a

fines de los noventas la mitad del área clasificable como

arbolada correspondía a vegetación secundaria (acahuales

o bosques incipientes) de muy temprana edad sucesional

(de Jong et al. 1999). Posiblemente el máximo

de deforestación acumulativa ocurrió hacia finales del

último siglo (Cayuela 2006a).

Los resultados de Cortina Villar et al. (2006) indican

un incremento en la cobertura forestal en algunos enclaves,

lo que sugiere la posibilidad de que algunas comunidades

se hayan interesado y organizado para conservar de

manera deliberada sus bosques. Sin embargo, sin descartar

en todos los casos esta posibilidad, también debe señalarse

que las comunidades indígenas de Los Altos de Chiapas


son exportadoras de jóvenes que ya no desean dedicarse a

la agricultura tradicional, reduciéndose así el impacto sobre

los bosques remanentes. En este sentido, el incremento

de cobertura forestal puede deberse a un caso del proceso

de “transición forestal”, como el documentado en algunos

países latinoamericanos, donde la población rural ha emigrado

por decenios a las ciudades de la región, el país y el

extranjero (Aide y Grau 2004, Grau et al. 2008).

rIquEzA FLOríSTICA y dISTurbIO AnTróPICO

El aprovechamiento y mantenimiento de los fragmentos

forestales en Los Altos de Chiapas están estrechamente

vinculados al uso agrícola de la tierra (Collier 1975,

Alemán-Santillán 1989, Parra-Vázquez 1989, González-

Espinosa et al. 1991, 2006). Se supone que el sistema

tradicional antiguamente practicado de agricultura de roza-tumba-quema

mantenía una direccionalidad sucesional

durante varios decenios después del abandono de las

parcelas agrícolas. El ciclo no necesariamente se iniciaba

con la afectación de bosques maduros, pero sí se supone

que se deforestaban áreas con bosques al menos medianamente

maduros que habían sido parcelas agrícolas

varios decenios antes. Sin embargo, diversas presiones

sociales, económicas y ecológicas han dado lugar a una

serie de variantes que de manera típica incluyen: 1) periodos

más cortos de descanso entre el abandono de las

parcelas agrícolas y el reinicio del ciclo, 2) una alta dinámica

en el cambio entre unidades del paisaje y 3), la casi

inexistencia de fragmentos forestales con al menos un

grado intermedio de madurez en su desarrollo (Alemán-

Santillán 1989, Ochoa-Gaona y González-Espinosa

2000, González-Espinosa et al. 2006). De manera generalizada,

las unidades agrícolas y de pastoreo inmersas

en la matriz de comunidades forestales secundarias conforman

un paisaje humanizado con predominio creciente

de elementos arvenses, ruderales y aquellos propios de

las comunidades secundarias tempranas.

Aunque en Los Altos de Chiapas persiste un 50% del

área que puede calificarse en la categoría de “arbolado”, la

composición florística de los rodales puede ser muy variable

en función del predominio de tres grupos principales

de especies de árboles: los encinos (Quercus spp.), los

pinos (Pinus spp.) y las latifoliadas o especies de árboles

del interior. Los tres grupos pueden ser numerosos: hay

por lo menos unas 26 especies de encinos en Chiapas,

12 especies de pinos y 400-500 especies de árboles del

interior en Los Altos (González-Espinosa et al. 2007).

Es importante notar que, en general, el predominio

de las especies de pino en un fragmento dado se asocia

de manera inversa al predominio de las especies de

encinos y de las otras latifoliadas (Galindo-Jaimes et al.

2002). En sitios secos, con suelos muy pedregosos, de

texturas gruesas y con exposición sur o suroeste, los pinos

tienen un predominio que puede ser natural sobre

los otros dos grupos de especies de árboles. Sin embargo,

en sitios más húmedos, con suelos de calidad media o

buena, cercanos a los asentamientos humanos, aunque

el bosque temprano que sigue a la agricultura puede

incluir numerosos encinos jóvenes y rebrotes de adultos

(González-Espinosa et al. 1991, 2006), éstos son

paulatinamente removidos para su uso como leña antes

de que alcancen edades reproductivas. En esos mismos

sitios los pinos, cuya madera es poco apreciada para leña

y carbón, permanecen en los bosques secundarios hasta

alcanzar tallas maderables (> 35 cm de d.a.p., más de 30

años de edad) y edades reproductivas. Como resultado

de este uso selectivo, favorable para los pinos y perjudicial

para los encinos, se inducen pinares en sitios con

suelos que podrían mantener encinares maduros o bosques

mesófilos, dando lugar a una “pinarización” del paisaje

(González-Espinosa et al. 1995, 2008a; Ramírez-

Marcial et al. 2001; Galindo-Jaimes et al. 2002; Cayuela

et al. 2006d). La alteración de la ruta de la sucesión secundaria

provocada por el disturbio humano crónico de

baja intensidad también ha contribuido a extender áreas

de pinares inducidos en otros sitios húmedos de las regiones

montañosas de latitudes tropicales de México y

Guatemala (Jardel 1992, Jardel Peláez 2008, Córdova y

del Castillo 2001, Asbjornsen et al. 2004). La capacidad

de las especies de pino para invadir desde hábitat marginales

áreas con prolongada influencia humana ha sido

observada, o inferida de registros palinológicos, en otras

partes del mundo en las que son autóctonas o exóticas

(Richardson y Bond 1991, Richardson 1998a, b).

Este creciente e importante cambio en la composición

y estructura de los bosques, asociado al uso agrícola del

suelo y a los asentamientos humanos, tiene consecuencias

sobre el mantenimiento de muchas especies vegetales.

La presencia de altos valores de importancia relativa

de los encinos parece ser determinante de la riqueza de

varios grupos (gremios) de plantas vasculares (Fig. 2).

Por el contrario, la riqueza de especies de hierbas anuales

y perennes, asociadas con frecuencia a condiciones

abiertas por el disturbio humano, puede incrementarse

en la medida en que se reduce el predominio de los enci-

Sección: Investigación

Tendencias y proyecciones del uso del suelo y la diversidad florística 45


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 40-53

46

nos. Los grupos de especies más reducidos por el cambio

inducido de composición del dosel de los bosques, desde

doseles con predominio de encinos y doseles mixtos de

pino-encino, hacia doseles dominados con pinos, incluyen

a los bejucos y las lianas, los helechos y afines, los arbustos

y los árboles del interior (Fig. 2). A estos hay que

agregar las numerosas epífitas, cuya diversidad está escasamente

representada en los fragmentos donde se ha

provocado una dominancia inducida de pinos (Córdova y

del Castillo 2001, Wolf y Flamenco 2006).

COnSECuEnCIAS FunCIOnALES y

PrOduCTIVAS dEL CAMbIO dE uSO dEL SuELO

En el interior de los pinares inducidos de Los Altos de

Chiapas se han registrado oscilaciones más pronunciadas

de la temperatura, niveles más bajos de humedad relativa

y mayor compactación y menor fertilidad de los suelos

que en los bosques colindantes con predominio de encinos

(Romero-Nájera, 2000; Galindo-Jaimes et al., 2002,

García-Barrios y González-Espinosa, 2004, Zavala et al.

2008). En Jalisco, se ha asociado una mayor incidencia

e impacto de los incendios forestales con el grado de

expansión de las poblaciones de pinos en sitios húmedos,

ocupados, hasta hace pocos decenios, por bosques

mesófilos (Jardel Peláez 2008). No se ha evaluado en

Chiapas la posibilidad de mayores impactos por incendios

derivados de quemas agrícolas descuidadas en las amplias

extensiones donde se han inducido los pinares.

Es necesario apreciar que la expansión de las áreas

agrícolas y ganaderas (Montes-Avelar 2001, Ochoa-

Gaona et al. 2004), así como el establecimiento de plantaciones

forestales de unas pocas especies de coníferas o

exóticas (Ramírez-Marcial et al. 2005, 2006), conlleva

el empobrecimiento florístico de los paisajes agrarios, o al

menos, el cambio de una proporción elevada de su flora

original por plantas ruderales y arvenses que incluye muchas

exóticas invasoras (González-Espinosa et al. 1997,

Montes-Avelar 2001). Incluso la práctica de los sistemas

agroforestales más amistosos hacia la diversidad florística

local y la integridad del funcionamiento del ecosistema

que actualmente se practican en la región, como el café

con sombra de especies arbóreas nativas, que busca conciliar

la conservación con el desarrollo económico (Soto-

Pinto et al. 2000, Perfecto et al. 2005, Williams-Guillén

et al. 2008), no alcanza a detener el empobrecimiento de

la composición local y regional de los bosques (Perfecto

y Vandermeer 2008). No puede dejar de reconocerse

Mario González-Espinosa et al.

que el uso del suelo para el desarrollo genera impactos (y

ha de generar aún mayores influencias) sobre la base de

recursos naturales. Ante esto, resulta relevante ponderar

el grado de afectación potencial de la base de recursos

que puede llegar a suponer el desarrollo y, de esta manera,

prevenir lo que sea posible y actuar con las prácticas

de restauración o mitigación más adecuadas desde perspectivas

ecológicas, financieras y del desarrollo, que no

sólo otorguen efectividad técnica y eficiencia económica

al proceso, sino también viabilidad y legitimidad social

(Ramírez-Marcial et al. 2005, 2008, González-Espinosa

et al. 2007, 2008a).

Es reciente el intento por relacionar los cambios climáticos

registrados a escala local o de paisaje ocasionados

por los cambios en el uso del suelo, con patrones y

procesos de alcance más amplio, como el cambio climático

regional o global (Foley et al. 2005, Feddema et al.

2005, Huston 2005, Miles y Kapos 2008). De la misma

manera, es reciente, pero en aumento, el estudio de los

impactos de estos cambios sobre las poblaciones de organismos

y sus atributos demográficos (Parmesan 2006,

Jetz et al. 2007). Golicher et al. (2008) modelaron el

cambio en composición de grupos de especies de árboles

ante tres escenarios de cambio climático en un marco

temporal de 45-50 años a partir del presente. Utilizaron

3105 registros georreferidos de colectas de herbario para

derivar seis grupos de especies asociadas por el clima

que les es común. Además, usaron un conjunto de datos

independiente obtenido con 451 inventarios de árboles

colectados en 71 localidades de Los Altos de Chiapas,

con los cuales se obtuvieron mapas de la distribución potencial

de los grupos de especies. Para evaluar los posibles

cambios en la distribución potencial de los conjuntos

de especies por cambio climático utilizaron una base de

datos climáticos acumulada durante los últimos 50 años

(véanse detalles en Golicher et al. 2006, 2008).

Las 125 especies de árboles incluidas en el estudio

pudieron agruparse en seis grupos (CASP’s, climatically

associated species pools en el artículo original) de especies

asociadas a condiciones climáticas definidas por

dos gradientes fundamentales: humedad y temperatura.

En particular, los grupos de especies correspondieron a

climas 1) templado-húmedo, 2) fresco-húmedo, 3) cálido-húmedo,

4) templado-húmedo, 5) templado-seco

y 6) cálido-seco (Cuadro 1). Ante las condiciones del

primer escenario de cambio climático hasta el año 2050,

se predicen reducciones moderadas a altas en la extensión

de la distribución de los grupos de especies, excepto


para los asociados a condiciones cálidas, en especial el

grupo de especies de climas cálido-seco. Por el contrario,

con el escenario 2, se puede predecir una alta o muy alta

expansión del área de distribución para los tres grupos de

especies de climas húmedos, ya sean frescos, cálidos o

templados. Finalmente, bajo las condiciones del escenario

3 se predicen reducciones (en cuatro de cinco casos

reducciones totales, o casi totales) de todos los grupos

de especies respecto al presente; la única excepción la

constituyen las especies de árboles de clima cálido-seco,

que podrían llegar a ampliar, en un lapso de 45-50 años,

su distribución a más de tres veces su extensión actual.

Es interesante señalar que entre el grupo de especies asociadas

a clima cálido-seco se incluyen varias especies de

pinos como dominantes del dosel; en climas húmedos se

incluyen varias especies de encinos también en el dosel

y muchas especies de árboles del interior. Al margen de

considerar que estos estudios prospectivos acerca del

grado y consecuencias de cambios climáticos regiona-

les durante varios decenios requieren aún de muchos

refinamientos para llegar a predicciones más confiables,

los resultados obtenidos son sugerentes. Las tendencias

que se predicen son congruentes y complementarias para

interpretar las implicaciones de los cambios en especies

dominantes del dosel sobre el empobrecimiento florístico

discutido anteriormente (Fig. 1), en particular, si se aprecian

los números de especies exclusivas o amenazadas

dentro de cada grupo de especies (Cuadro 1).

En 1999 se evaluó la diversidad arbórea y el reclutamiento

en tres pares de parcelas de 50 × 50 m cada

una, cada par correspondiendo a un diferente tipo de

bosque dentro de la misma región: 1) pinar o bosque

“pinarizado”, con dominancia inducida de pinos en el

dosel, 2) bosque mixto con dosel de pino-encino, y 3)

bosque maduro con dosel con predominio de encinos.

Después de seis años de exclusión de intervenciones

humanas o de animales domésticos, se volvió a evaluar

el reclutamiento de pinos, encinos y especies de

Fig. 3. Influencia del tipo de bosque sobre la regeneración de grupos de especies. Se muestra el cambio entre 1999 y 2005 en el

número de plántulas de especies de pino, encino y árboles del interior o latifoliadas. Se evaluaron pares de parcelas de 50 × 50

m cada una, cada par correspondiendo a un diferente tipo de bosque dentro de la misma región: (1) pinar o bosque “pinarizado”,

con dominancia inducida de pinos en el dosel, (2) bosque mixto con dosel de pino-encino, y (3) bosque maduro con dosel con

predominio de encinos

Reclutamiento en 1999

Reclutamiento en 2005

Número de individuos

Sección: Investigación

Tendencias y proyecciones del uso del suelo y la diversidad florística 47


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 40-53

48

Cuadro 1. Cambios de los tipos de bosques asociados a posibles cambios climáticos en Los Altos de Chiapas. Se presentan, para seis

grupos de especies que forman diferentes tipos de bosques, correspondientes a seis climas: NI = número de inventarios disponibles,

NG = número de géneros, NTE = número total de especies de árboles, NEE = número de especies arbóreas exclusivas o únicas, NEA

= número de especies arbóreas amenazadas, la extensión del área actual (km2) ocupada por el grupo de especies y la extensión

del área previsible (km2) que ocuparía cada grupo en el año 2050 bajo tres diferentes escenarios de cambio climático. Entre

paréntesis se indica la reducción (–) o expansión (+) como el porcentaje de cambio del área de distribución del grupo de especies.

Los escenarios corresponden a incrementos o reducciones de las variables climáticas indicadas respecto a sus valores actuales.

El escenario 1 corresponde sólo a un incremento de la temperatura media anual de 1° C; el escenario 2 a un incremento de la

temperatura media anual de 1° C junto con un incremento en la precipitación de 20%; el escenario 3 corresponde a un incremento

de la temperatura media anual de 1° C junto con una disminución de la precipitación de 20%. Ver detalles en Golicher et al.

(2008)

Grupo Clima NI NG NTE NEE NEA Área

actual

(km 2 )

1 Templadohúmedo

2 Frescohúmedo

3 Cálidohúmedo

4 Templadohúmedo

5 Templadoseco

6 Cálidoseco

Mario González-Espinosa et al.

Área

(km2,

∆%)

escenario

1 (+1° C)

Área

(km 2 ,

∆%)

escenario

2 (+1° C,

+20%)

Área (km 2 ,

∆%)

escenario 3

(+1° C,

–20%)

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

38 35 56 5 10 178 20 (–89) 390

(+119)

89 40 67 6 18 1,234 1,610

(+30)

69 48 79 15 17 1,822 1,070

(–41)

2,280

(+85)

2,470

(+36)

0 (–100)

750 (–39)

60 (–97)

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

49 27 48 10 8 1,835 3,080

(+68)

árboles del interior o latifoliadas (Fig. 2; A. Camacho-

Cruz, en prep.). Aunque preliminares, los resultados indican

que el reclutamiento de las especies de pino sólo

se mantuvo en el pinar inducido (de hecho ahí parece

haberse incrementado), y que el desarrollo sucesional

en los fragmentos de bosques mixtos y maduros generó

condiciones que han impedido el reclutamiento de

pinos. Por el contrario, las especies de encinos y latifoliadas

han cesado su reclutamiento en los pinares e incrementado

sus poblaciones de plántulas y juveniles en

los encinares maduros (en menor grado también en los

bosques mixtos). Nuevamente, las tendencias sugeridas

por estas evaluaciones permiten entender mejor el

proceso de empobrecimiento florístico y apuntan hacia

algunos elementos de lo que podrían llegar convertirse

en “buenas prácticas” de restauración de estos bosques

(restauración pasiva).

930 (–49) 5,650

(+208)

PErSPECTIVAS dE LA rESTAurACIón

dE LA rIquEzA FLOríSTICA

Ante estas tendencias y proyecciones del impacto de

cambios de incidencia global o regional, se plantea la necesidad

de definir los elementos de una estrategia para la

restauración de áreas deforestadas y el enriquecimiento

florístico de los bosques remanentes. La recuperación del

paisaje forestal a partir de un largo impacto por la agricultura

puede requerir de acciones muy concretas que faciliten

la expansión de las poblaciones a través de plantaciones

y dispersión (Flinn y Vellend 2005). Los cambios

que se han podido registrar en el microclima del interior

de diferentes tipos de bosques (Romero-Nájera 2000,

A. Camacho-Cruz y L. Galindo-Jaimes, BIOCORES, A.C.,

com. pers.) han sugerido la conveniencia de incluir un

número de especies relativamente alto en las prácticas de


estauración de los bosques en Los Altos de Chiapas, lo

cual es, por otra parte, apenas mínimamente congruente

con la restauración de la alta riqueza florística de la región

(Ramírez-Marcial et al. 2003, 2005, 2008, González-

Espinosa et al. 2007, 2008a).

Sin embargo, no es posible que en un plazo razonable

se pueda manejar en la práctica de la restauración a la

mayoría de los varios centenares de especies nativas de

árboles de Los Altos de Chiapas. Ante esto, se ha recurrido

a la identificación de grupos de especies que parecen

compartir más sus atributos funcionales que sus diferencias

(Ramírez-Marcial et al. 2006, 2008). Dentro de estos

grupos funcionales se han identificado especies sobre

las cuales se ha concentrado el estudio experimental de

sus respuestas a lo largo de gradientes de luz, temperatura

y humedad, con el fin de ubicar mejor su incorporación

en el proceso de enriquecimiento de los bosques (A.

Camacho-Cruz y L. Galindo-Jaimes, en prep.).

Los recursos forestales de Chiapas han sufrido una

enorme reducción y degradación que requiere de acciones

para restaurar sus atributos y evitar riesgos a largo

plazo. Este abuso, sin embargo, aunque ha llevado a

un número importante de especies a condiciones muy

vulnerables para su persistencia, no ha provocado, todavía,

la extinción total de algunas de ellas. Aún se puede

decir que, al menos mediante la presencia de pequeñas

poblaciones en algunas localidades, todavía está disponible

el conjunto total de especies conocidas de árboles

de Los Altos de Chiapas (de hecho, las de todo Chiapas).

Se puede partir de ahí para su restauración. El manejo

de varias decenas de especies en plantaciones piloto de

restauración lleva también el propósito de facilitar la incorporación

espontánea de biodiversidad a los bosques

que se van formando por el desarrollo de la sucesión

(Ramírez-Marcial et al. 1996, 2005). Ya se ha mencionado

que la biodiversidad representa recursos con

valores muy amplios y variados, a veces apenas aprovechados

bajo autoconsumo y sin conocimiento pleno de

su potencial. Ante tales ventajas de la riqueza florística

deben contrastarse, para ubicar en su justa dimensión,

las supuestas ventajas de sistemas de uso del suelo que

insisten en el manejo de muy poca diversidad. Es posible

que bajo ciertas circunstancias los sistemas muy simplificados

de uso de la tierra representen la posibilidad de un

amplio margen de beneficio económico y social. No debe

soslayarse, sin embargo, que al optar por su implantación

hay costos ambientales presentes y en el futuro que no

son considerados en la toma de decisiones para asegurar

un uso sustentable del territorio. Al menos para el caso

de los terrenos de menor capacidad productiva, podría

reclamarse su dedicación exclusiva a la restauración de la

riqueza florística con plantaciones diversificadas de especies

nativas. Con base en la historia de la restauración de

bosques en México (Cervantes et al. en prep.) y con las

primeras deplorables experiencias de programas oficiales

en curso de inmensa envergadura (por ej. PROÁRBOL)

este reclamo sería un logro fundamental en nuestro tiempo

para entregar a la siguiente generación de propietarios

de los bosques y a quienes toman las decisiones sobre su

aprovechamiento y futuro.

AgrAdECIMIEnTOS

Investigación financiada por la Comisión Nacional

para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad

(CONABIO; F-019 y L-031), el Fondo Mexicano para

la Conservación de la Naturaleza (A2-99), el Consejo de

Ciencia y Tecnología del Estado de Chiapas (proyectos

FOMIX-CHIS-2002-C01-4640 y FOMIX-CHIS-2005-

C03-010), la Secretaría del Medio Ambiente, Recursos

Naturales y el Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología

(SEMARNAT-CONACYT C01-2002-048), la Comisión

de Comunidades Europeas a través de los proyectos

BIOCORES (INCO Programme Framework 5, contrato

No. ICA4-CT-2001-10095), FOREST (Conservation

and Restoration of Native Forests in Latin America,

Proyecto ALFA, contrato No. II-0411-FA-FCD-FI-FC,

coordinado por la Universidad de Alcalá, España) y

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Sección: Investigación

Tendencias y proyecciones del uso del suelo y la diversidad florística 53


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 54-69

54

Cobertura vegetal y marginación en

la costa mexicana

Georges Seingier, 1 Ileana Espejel 2 y José Luis Fermán Almada 1

Resumen

La pérdida de cobertura vegetal y la marginación de la

población son algunos de los indicadores para medir el

desarrollo sustentable de una región. En este artículo

se agrupan los municipios costeros del país en las

cinco regiones florísticas de ambientes no inundables,

se compara la proporción de vegetación natural con

respecto a la transformada (inventarios forestales de

INEGI 1970 y 2000) y se relaciona con los índices de

marginación municipal y de localidades. Se seleccionó

una porción costera de los municipios para comparar

los ambientes más costeros con el municipio completo

y se seleccionó la vegetación de dunas como un ejemplo

de la pérdida de un tipo de vegetación costera particular.

En 24 años se perdió el 9.3 % de la vegetación

natural en los municipios costeros, el 7.1% de la misma

en una franja costera de 2 km de ancho y el 14%

de dunas costeras del país. El Golfo de México y el

Pacífico son las regiones que perdieron más vegetación

natural y son también las regiones que tienen los índices

más altos de marginación de la costa mexicana. El

Caribe perdió más vegetación de dunas. De estas dos

regiones es posible obtener lecciones para no repetir el

tipo de desarrollo costero que pierde naturalidad y no

mejora las condiciones sociales de sus habitantes.

Palabras clave

Vegetación costera, dunas costeras, transformación

costera, marginalidad costera, desarrollo sustentable.

1 Facultad de Ciencias Marinas, Universidad Autónoma de

Baja California. Carr. Tijuana Ensenada km 103 Ensenada,

B.C. georges@uabc.mx.

2 Facultad de Ciencias, Universidad Autónoma de Baja

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

ileana@uabc.mx.

Recibido: 29 de septiembre de 2008 Acepatado: 15 de enero de 2009

Abstract

Natural vegetation loss and population marginality

(poverty) are some of the indicators used to measure

a region’s sustainable development. In this paper,

Mexico’s coastal municipalities are grouped in five

floristic coastal regions in which natural vegetation

proportion is differentiated from transformed coverage

(national forestry inventories of 1970 and 2000) and

is compared to local marginality indices. The analysis

was undertaken for a coastal fringe, to enable a comparison

between the whole five regions and their more

coastal environment, and coastal dune vegetation was

selected as an example of a particular coastal vegetation

type loss. In 24 years, 9.3% of the natural vegetation

was lost in the coastal municipalities, 7.1% in the

two kilometers coastal fringe, and 14% of the coastal

dunes also disappeared. Gulf of Mexico and Pacific are

the regions that lost more natural vegetation, and are

also the Mexican coastal regions where higher levels of

marginality are to be found. From these two regions, it

is possible to learn lessons in the hope of not repeating

in other regions the coastal development model that

looses naturalness but does not better the social condition

of it population.

Keywords

Coastal vegetation, coastal dunes, coastal transformation,

coastal marginality, sustainable development.


InTrOduCCIón

Los cambios de cobertura vegetal y uso del suelo son

analizados como parte de los estudios relacionados con

la deforestación, para pronosticar erosión de los suelos,

estimar reservas de recursos hidrológicos, forestales, pérdida

de hábitat y hasta cambio climático. La pérdida de

cobertura vegetal natural tiene implicaciones con la vulnerabilidad

a desastres. En la zona costera, la vulnerabilidad

aumenta cuando un sitio es naturalmente peligroso y

se modifica para instalar infraestructura urbana poniendo

en riesgo a la población que lo habita.

Se reconoce que el desarrollo de la zona costera necesariamente

implica la trasformación de la cobertura natural,

sin embargo, tiene diferente costo perder un tipo de

vegetación que otro porque, además de la pérdida de biodiversidad

asociada, en algunos casos, perder vegetación

pone en mayor riesgo a los habitantes de la costa. Por

ejemplo, aumenta el riesgo de inundaciones, disminuyen

los mantos acuíferos, se erosionan las playas, etc.

La zona costera es un modelo representativo de una

situación donde el aumento del riesgo va a la par del desarrollo

urbano con la remoción de la cobertura vegetal.

Un ecosistema clave de la zona costera es el de dunas,

caracterizado por un conjunto de especies fijadoras de

arena que permiten la formación de una estructura sólida

pero blanda que contrarresta los embates del viento y de

las inundaciones. El problema de la remoción de dunas

resulta en la desaparición del servicio ambiental de protección

de la costa.

Los esfuerzos de análisis de cambios de uso de suelo y

vegetación a escala nacional son diversos, pero coinciden

en que uno de los problemas para el análisis es la compatibilidad

entre las categorías del uso de suelo y cubierta

natural utilizadas en los diferentes estudios (Mas et al.,

2002) y radica en enfrentarse a bases de datos donde la

vegetación está clasificada de diferentes maneras. Los esfuerzos

nacionales más importantes, encabezados por el

Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática

(INEGI) corresponden a la cartografía de uso de suelo y

vegetación a nivel nacional y a mesoescala: la cartografía

“Serie I” y “Serie II” y a los inventarios nacionales forestales

1994 y 2000 (SEMARNATa, 1968, SEMARNATb,

1993, SEMARNATc, 1994 y SEMARNATd, 2000). Sus

enfoques tienden a diferenciar, a manera de inventario,

los tipos de vegetación presentes en el territorio nacional.

En el primer inventario (Serie I), tiene una fecha promedio

de 1976 (Mas et al., 2002), la Serie II es de 1994

y considera 29 tipos de vegetación derivados de la FAO

(Velásquez, 2002) y el Inventario Nacional Forestal

2000 considera 75 tipos de vegetación (Palacio et al.

2000).

Al emplear los modelos de evaluación de desarrollo

sustentable en la zona costera, la cobertura vegetal ha

sido utilizada como un indicador importante para estimar

el grado de transformación de una región (López, et al.,

2001, Espejel, et al., 2004a, entre muchos otros). Por

un lado, es indicador del estado del ambiente, es decir,

se refiere al porcentaje de cobertura natural comparada

con la superficie de vegetación alterada y por otro lado,

si es posible diferenciar el tipo y calidad de la vegetación

(de matorral, de manglar, etc.), la proporción de vegetación

secundaria, se utiliza como un indicador de presión.

Asimismo, para medir el desarrollo sustentable con indicadores

de presión y estado integradamente, se suman

los datos de cambio de uso de suelo con datos de infraestructura,

como son proporción de carreteras, número y

tamaño de poblados y de parcelas agrícolas y acuícolas,

etc. 1

Cuando hay referencias de vegetación y de población

multitemporales disponibles, los datos similares son

comparables en el tiempo y entonces es posible integrar

ambos al análisis del cambio de uso de suelo, elemento

muy valioso en el estudio de la calidad del medio ambiente

y de vida de la población. Resaltan dos aspectos

importantes: el tipo de cambio, es decir, de qué tipo a qué

otro tipo de cobertura vegetal o uso cambió, y la rapidez

de cambio, asimismo la cantidad de cobertura que cambió

en cierto tiempo. Además, la dinámica cambia de un

lugar a otro y se pueden medir atributos del paisaje como

el aumento de las perforaciones y la fragmentación, parámetros

de suma importancia para la conservación de la

naturaleza.

LOS MunICIPIOS COSTErOS y Su PObLACIón

México cuenta con 2451 municipios que integran las 32

entidades federativas de la República Mexicana (INEGI,

2005) de los cuales el 6.6% de los municipios tienen

frente de mar o están colindantes a un cuerpo de agua

costero. En el presente estudio se analiza el conjunto de

los 169 municipios costeros identificados por nosotros

en los 17 estados costeros de la República. Los 150

1 Consultar ordenamientos ecológicos del país en www.semarnat.gob.mx.

Sección: Investigación

Cobertura vegetal y marginación en las costas mexicanas 55


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 54-69

56

municipios con frente de mar y los 19 municipios colindantes

a una laguna, canal o río con influencia marina

directa, representan una superficie total de 416,465

km 2 , que corresponde al 21% de la superficie total del

país. El censo de población de 2000 reflejó que entonces

había 97.5 millones de habitantes en el país, de los

cuales 15,581,347, 16% de la población total mexicana

vivían en 39,364 localidades de los municipios costeros

(CONAPO, 2000).

Gutiérrez de MacGregor y González Sánchez (1999)

analizan el crecimiento urbano registrado en las costas

mexicanas en el periodo 1900-1995, en el cual los movimientos

migratorios internos juegan un papel destacado

en la distribución espacial de la población urbana actual.

La rapidez de crecimiento de la población urbana en las

costas ha sido mayor que la total urbana del país, lo que

indica la atracción que han sentido los migrantes por las

costas. Aunque no todas las 27 ciudades muy grandes y

grandes (según estos autores, son de 500 mil a menos de

un millón y 100 mil a menos 500 mil habitantes, respectivamente)

que estos autores mencionan están en la costa

con frente de mar, 2 en efecto, ejercen una presión sobre el

territorio costero al aumentar la demanda por casas de veraneo,

áreas de recreación en playas o, si son industriales

o fronterizas, los puertos juegan un papel importante en el

crecimiento poblacional. Quizás, para relacionar el impacto

del crecimiento urbano sobre la vegetación costera, sea

mejor mencionar el crecimiento urbano de las ciudades

pequeñas y muy pequeñas (15 mil a menos de 50 mil y

10 mil a menos de 15 mil habitantes, respectivamente)

que es extraordinario: según estos autores, en 1900 se

registraron tan sólo nueve localidades de ambos tipos con

una población total de 166,915 habitantes y en 1995 ya

había 134 ciudades pequeñas y muy pequeñas donde habitaban

2,583,782 habitantes. Entre 1970 y 1995 más

o menos se duplicó tanto la población como el número de

ciudades muy pequeñas y pequeñas según los datos del

INEGI que utilizan estos autores.

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

Coatzacoalcos, Veracruz, Mazatlán, Ensenada, Guaymas, La

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

Rica, Campeche, Chetumal y Ciudad del Carmen. Las siguientes

están cerca del mar o sólo una colonia o sección frente

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

Los Mochis, Tapachula, Matamoros, Reynosa, Villahermosa,

Nuevo Laredo y Ciudad Valles.

Georges Seingier, Ileana Espejel y José Luis Fermán Almada

Cobra importancia trabajar la zona costera porque sus

pobladores serán afectados por eventos de cambio climático,

tanto por el elevamiento del nivel del mar como por

el cambio en el aporte sedimentario de la zona terrestre

(que es uno de los principales aportes de material para la

formación de playas y dunas), además de los impactos

que se viven por los cambios en la intensidad de eventos

meteorológicos extraordinarios en ciudades que se construyen

sobre las dunas o en los arroyos que desembocan

al mar (UNFCCC, 2008).

El desarrollo de las costas podría justificar la disminución

de la cobertura natural si aumentaran los beneficios

sociales de la población, que pueden ser medidos a

través de dimensiones e indicadores de rezago en: educación,

salud, vivienda, ingresos monetarios, distribución

de población y/o género. En México, se han utilizados

métodos de cuantificación socio espacial como el índice

de marginación o el índice de desarrollo humano, a diferentes

niveles de localidad o de municipio para diferente

fechas (Sánchez Almanza, 2000).

La hipótesis de este trabajo es que la pérdida de vegetación

costera en aras del desarrollo no ha disminuido la

marginación de la población que habita las costas mexicanas.

Para probar esto, se documentó la pérdida de cobertura

de vegetación natural en los municipios costeros,

en una franja de 2 km de esos municipios y se cuantificó

la pérdida de un tipo de la vegetación importante en la

protección costera: las dunas costeras. Los resultados de

la pérdida de cobertura natural y de vegetación de dunas

se relacionaron con la marginación de los municipios y

las localidades costeras, agrupándolos en cinco regiones

florísticas que coinciden con los principales mares

mexicanos.

METOdOLOgíA

Los municipios identificados con frente de mar o cuerpo

de agua costera se agruparon según las regiones florísticas

de ambientes no inundables según Moreno Casasola

et al., 1994.

Para contabilizar la superficie de vegetación costera

en los municipios costeros se consultaron las bases de

datos oficiales de los censos y los inventarios forestales

nacionales:

1. Serie 1 de INEGI (datos de 1970) producidos por el

Instituto de Geografía de la UNAM y SEMARNAT,

INEGI e IGg(UNAM)a.


2. Inventario Nacional Forestal 2000 elaborado por la

SEMARNAT (datos de 1999 y 2000) publicado en

2002.

Los datos de población fueron obtenidos de los censos

de INEGI (1970 y 2000) y el de marginación por

localidad de CONAPO (2000). El análisis se hizo a tres

niveles:

A. Como una primera aproximación, se utilizó la superficie

de las 169 entidades municipales costeras identificadas

por nosotros para relacionar el cambio de

uso natural y transformado con el crecimiento de la

población entre el periodo de 1970 a 2000 y con el

promedio de la marginación del conjunto de los municipios

de cada región (Fig. 1).

B. Posteriormente, se trabajó con la porción más costera

de los municipios para lo cual se trazó una franja de

2 km de la línea de costa hacia tierra adentro y en

esta superficie se hicieron los cálculos para relacionar

con los datos de las localidades (recuadro de la Fig.

2) y con el promedio de la marginación de todas las

localidades que aparecen en cada región.

C. Para definir la vegetación de dunas costeras se revisaron

cada uno de los polígonos de ambos inventarios

y se reclasificaron los categorizados como dunas costeras,

sin vegetación aparente, pastizales, palmares

y otros, corrigiendo su superficie o su etiqueta. Una

de las correcciones más comunes que se realizaron

fue la delimitación, ya que la del inventario 2000 es

más fina (con más sinuosidades) que la de 1976 y

a la resolución de los mapas, cada sinuosidad puede

sumar varios kilómetros cuadrados. La cobertura de

dunas se relacionó con el número de localidades que

las perforan o fragmentan (Fig. 5).

Los tipos de vegetación se agruparon en dos grandes

categorías: 1) natural que considera todos los tipos

presentes, incluida la no costera, incorporándose también

las áreas sin vegetación aparente, ya que, aunque

pueden ser terrenos de cultivo abandonados, salitrales,

humedales y vegetación de dunas y playas y 2) trans-

Figura 1. Municipios costeros de México agrupados por zonas. En las gráficas se muestra la proporción de vegetación

natural y transformada en relación con la superficie total por zona

Sección: Investigación

Cobertura vegetal y marginación en las costas mexicanas 57


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 54-69

58

LAS rEgIOnES COSTErAS dE MéxICO

La región 1, o Pacífico Norte, cubre casi la cuarta parte

del litoral nacional y básicamente corresponde al litoral

noroeste de la península de Baja California, es la segunda

región más grande en parte por la curvilínea que marcan

Bahía Vizcaíno y Magdalena. Tiene una proporción pequeña

de suelo transformado, sólo 5596 km 2 de los casi

100,000 km 2 de toda la región. Por su aridez tiene una

densidad poblacional muy baja (17.9 hab/km 2 ) pero un

crecimiento poblacional extraordinario (233%) aunque

con una escasa superficie con uso de suelo transformado

que se concentra al norte de la región, en especial, en

el municipio de Tijuana, Rosarito y el centro de población

de Ensenada. El polo de desarrollo de Los Cabos, al

sur de la región, se considedentro de la región 2, pero

será importante en el futuro porque este desarrollo urbano

turístico se está expandiendo tanto hacia el Golfo de

California, hacia La Paz como hacia Todos Santos en el

Pacífico, sin embargo, para el censo del año 2000 el crecimiento

urbano todavía no aparece como un importante

transformador del área municipal.

La región 2, alrededor del Golfo de California es

la más grande, ocupa un poco más de la tercera parte

de la superficie municipal costera nacional. Casi una

cuarta parte de la región está transformada, aunque

su densidad poblacional es muy baja (35 hab/km 2 ).

Es una región heterogénea en términos de población

ya que está más poblada en su porción continental

que en la peninsular. La ciudad más grande es

Mexicali, en Baja California, la cual no tiene frente de

mar, de ahí que sus principales actividades económicas

no dependan de esta condición espacial. En general

son otras ciudades (como San Luis Río Colorado,

Guaymas, Ciudad Obregón, Los Mochis, La Paz, Cabo

San Lucas) las que tienen orientación costera, básicamente

por las actividades de pesca, acuacultura y turismo.

El incremento poblacional de la región es muy

alto en los últimos años (87%) y ha causado que

21% de territorio haya tenido un cambio de uso de

suelo, el cual casi se concentra, hasta el año 2000, en

las costas de la porción continental y en la punta de

la península, especialmente en la zona de Los Cabos.

En esta región florística se incluye Puerto Vallarta,

porque Nayarit y el norte de Jalisco son una zona de

Georges Seingier, Ileana Espejel y José Luis Fermán Almada

transición entre ambientes áridos y tropicales húmedos.

Sin embargo, económicamente, Esta población

debería considerarse en la región 3.

La Región 3, o Pacífico Sur, comprende la tercera

parte y mayor proporción de municipios costeros del

país (33%) y aproximadamente la mitad de la superficie

municipal está transformada (48%). Después

de la región del Pacífico Norte, ésta presenta el mayor

porcentaje de crecimiento (133%) en 30 años y que

ha sido explicado extensamente por el uso turístico

de la conocida Riviera Mexicana (Sánchez Crispín y

Propin Frijomil, 1999; Padilla y Sotelo, 2001 y Juárez

Gutiérrez y Sánchez Suarez, 2003) donde Acapulco,

la ciudad más grande (Bringas, 1999) juega un papel

importante, así como otras ciudades (Mazatlán y

Tapachula) que han aumentado casi 50% la superficie

con uso de suelo transformado.

La Región 4, o Golfo de México, ocupa el tercer

lugar en tamaño, en parte porque su costa es muy

sinuosa y es, de todas las regiones, la que tiene más

proporción de suelo trasformado, más de la mitad

(59%). Junto con la región costera del Pacífico

Sur tienen casi el 60% de los municipios costeros

del país porque también tienen las mayores densidades

poblacionales de la costa. Esto se debe básicamente

a su historia representada en la ciudad

más grande: Veracruz, y a la presencia de varias

ciudades-puertos industriales como Tampico, Poza

Rica y Coatzacoalcos. En los 30 años que cubre el

periodo analizado, los municipios costeros del Golfo

de México han crecido 67% y su superficie transformada

aumentó casi 40%, siendo la región con más

proporción de territorio transformado del país.

La Región 5, o Península de Yucatán, ocupa la

menor superficie de México (12.8%), tiene una porción

natural considerable y una de las densidades poblacionales

más bajas, pero básicamente concentrada

en la ciudad más grande, Cancún, cuyo municipio tiene

la tasa de crecimiento más alta del país (CONAPO,

2000). Por esta razón muestra el porcentaje de cambio

más alto de superficie transformada (172%),

aunque su población superó la duplicación, como región

no es la de mayor crecimiento en 30 años.


Figura 2. Franja de dos kilómetros de los municipios costeros agrupados por las regiones florísticas de ambientes

no inundables de México. En las gráficas se muestra la proporción de vegetación natural y transformada en

relación con la superficie total de la franja de cada región en dos años: 1976 y 2000

formado, el cual incorpora el uso agropecuario, los asentamientos

humanos y los palmares (a excepción de algunos

matorrales de dunas, especialmente en la península

de Yucatán que son palmares de especies no cultivadas

de los géneros Thrinax, Coccothrinax y Pseudophoenix,

entre otras menos abundantes). La vegetación de dunas

está conformada básicamente por matorrales sobre

dunas costeras, no se consideraron matorrales xerófitos

ni desérticos porque éstos pueden extenderse varios kilómetros

tierra adentro y no son exactamente costeros,

tampoco considera selvas bajas, que en algunas ocasiones

se encuentran posteriores a las playas como sucede

con los manglares y otros humedales.

LAS rEgIOnES COSTErAS, AnáLISIS MunICIPAL

La idea de agrupar los 169 municipios costeros en las

cinco regiones florísticas definidas para la vegetación de

ambientes no inundables (Moreno Casasola et al. 1998)

es porque estas regiones son consistentes con los sistemas

y subsistemas de la regionalización de los mares de

México (Espejel y Bermúdez 2009) inmersa en la lógica

propuesta por el Instituto Nacional de Ecología (INE)

(Córdova et al., 2006 y 2009) para el ordenamiento

marino y costero del país. Asimismo, será útil para dar

seguimiento a la aplicación de la recién estrenada política

de mares y costas (Diario Oficial de la Federación 2008)

de manera coincidente con los ordenamientos marinos y

costeros del país. En la Fig. 1 se muestran las regiones

florísticas y la agrupación de municipios costeros que las

componen (en la Tabla 1 y el recuadro se proporcionan

las cifras que los describen).

En total en el país, se encontró que la vegetación natural

de los 169 municipios costeros en 24 años disminuyó

31,656 km 2 (Tabla 2) lo que corresponde al 9.3%

de la vegetación natural que había en 1976 (Fig. 1).

En este mismo periodo, los municipios costeros del

Golfo de México y del Pacífico Sur fueron los que más perdieron

vegetación natural (28.4 y 18.2%, respectivamente,

Tabla 2) y en ambos conjuntos de municipios costeros, casi

se duplicó el porcentaje de suelo transformado (48 y 46%,

respectivamente).

Es interesante observar las diferencias entre la pérdida

de vegetación natural de la superficie municipal

Sección: Investigación

Cobertura vegetal y marginación en las costas mexicanas 59


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 54-69

60

Tabla 1. Caracterización de las regiones florísticas de ambientes no inundables de México. *Los municipios de la

península de Baja California tienen costa en dos regiones, los porcentajes del análisis en el texto se hacen con los

169 municipios costeros

Región Tipología Número

de municipios

por

región

Georges Seingier, Ileana Espejel y José Luis Fermán Almada

Superficie

total

(km 2 )

de cada

región

Municipio Franja

Población

2000 en

los municipios

de las

regiones

Densidad

poblacional(habitantes

en

el 2000

por km 2 )

Superficie

total

(km 2 )

de cada

región

Población

2000 en

la franja

de 2 km

Densidad

poblacional(habitantes

en

el 2000

por km 2 )

Nombre

de la localidad

más

grande de

la región

(2000)*

1 Pacifico

Norte

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

2 Golfo de

California

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

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

4 Golfo de

México

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

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

* Aunque no esté en la franja de 2 km.

** Los municipios de la península de Baja California tienen costa en dos regiones, los porcentajes del

análisis en el texto se hacen con los 169 municipios costeros.

Tabla 2. Comparación del cambio poblacional (1970/2000) y cambio de uso de suelo (1976/2000) en los

municipios costeros de las regiones florísticas costeras.

Región Población total por región Crecimiento

poblacional *

Suelo transformado por región

(km 2 ) ransformado**

1970 2000 1976 2000

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

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

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

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

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

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

* Porcentaje con respecto al número de habitantes en 1970.

** Porcentaje con respecto al área transformada en 1976.

de las cinco regiones (Fig. 1). El Golfo de México, el

Pacífico Sur y el Caribe, regiones 4, 3 y 5, aumentaron

su superficie transformada en 14, 17 y 13%, respectivamente;

mientras que las regiones 1 y 2 sólo observaron

un 3 y 4%, respectivamente. Sin embargo, el

Golfo de California y el Caribe aumentaron su superficie

transformada a 22 y 21%, respectivamente después de

1976, mientras que el Pacífico Norte sólo creció 6%. El

Crecimiento

del suelo

transformado*

Golfo de México creció por el apoyo a la urbanización

con puertos e industria (Beltrán et al., 2005) y es hasta

más recientemente que el suelo se está transformando

por el uso urbano turístico de gran escala (Martínez

et al., 2006). El crecimiento de uso de suelo transformado

del Pacífico Sur puede atribuirse básicamente al

desarrollo turístico de la Riviera mexicana, dejando a la

región como la segunda con más superficie perdida de


Figura 3. Ejemplo de pérdida de vegetación de dunas costeras por desarrollos turísticos en Cancún, Quintana

Roo (zona 5). Una de las causas principales para que los efectos de huracanes sean ahora más desastrosos

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

entre 1976 y 2000 de México

Regiones Superficie municipal Superficie de la franja de 2 km

Cobertura natural

en 1976

(km 2 )

Cobertura

natural e en

2000 (km 2 )

% de pérdida

de cobertura

natural

Cobertura natural

en1976

(km 2 )

Cobertura natural

en 2000

(km 2 )

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

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

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

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

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

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

vegetación natural (Tabla 2). Las diferencias entre el

crecimiento de suelo transformado en las regiones 2 y 5

se explican porque antes de 1976 la porción continental

del Golfo de California, había crecido por la agricultura

de riego, pero al salinizarse los suelos, los cultivos

se abandonaron (Moreno, 2006) y en el Caribe, todo

depende de Cancún, que en 1976 apenas se estaba

construyendo y empezando a poblarse.

La franja costera

% de pérdida

de cobertura

natural

En la franja de 2 km (Fig. 2 y Tabla 3) se encontró que

la vegetación natural en 24 años disminuyó 1649 km 2

que corresponde al 7.1% de la vegetación natural que

había en 1976.

El Pacífico Norte, el Caribe y el Golfo de California

son las regiones con más vegetación natural del país

hasta el 2000 y son también, hasta ese año, las regio-

Sección: Investigación

Cobertura vegetal y marginación en las costas mexicanas 61


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 54-69

62

Tabla 4. Pérdida de cobertura de vegetación de dunas en la franja de 2 kilómetros. Número de especies tomado de

Moreno-Casasola et al. (1998)

Región Superficie

de la franja

(km 2 )

km 2 de

dunas

1976

km 2 de

dunas

2000

nes con menor aumento de suelo transformado. Esto es

en parte por la aridez de las regiones 1 y 2 donde no se

habían desarrollado proyectos turísticos ni industriales

costeros y en el Caribe, porque se había concentrado el

desarrollo en la sección norte. Es de esperarse que con

los nuevos proyectos de desarrollo turístico aumente la

proporción de suelo transformado y por ende la pérdida

de vegetación natural de las regiones, especialmente

en el Pacífico Norte, en la zona sur como expansión de

Los Cabos y en el norte con el nuevo puerto y ciudad

de Colonet; en el Golfo de California, con la expansión

de Los Cabos hacia La Paz, los proyectos de Loreto y

Puerto Peñasco, entre otros; en el Caribe el crecimiento

de la actividad turística en la Riviera Maya y las zonas

turísticas habitacionales proyectadas para Campeche y

Yucatán 3 .

Las regiones que perdieron más superficie natural en

la franja costera fueron el Golfo de México y el Pacífico

Sur. En el primero por el uso ganadero e industrial/urbano,

en el segundo por el uso turístico/urbano y agrícola.

Es interesante notar que estas dos regiones ya tenían

más proporción de suelo transformado en 1976 y

continuaron transformándose en los siguientes 24 años,

de hecho ambas crecieron 10% entre 1976 y 2000,

mientras que las otras regiones crecieron en mucha menor

proporción, el Pacífico Norte y el Caribe en 3% y el

3 http://www.caribbeannewsdigital.com/es/

noticias/18997/mexico-nuevos-proyectos-turisticos-enyucatan-impulsaran-ruta-del-mundo-maya,

24 de septiembre

de 2008.

Georges Seingier, Ileana Espejel y José Luis Fermán Almada

Perdida

de vegetación

de dunas

(%)

Proporción

de la franja

de cada

región con

DUNAS en

1976 (%

de la franja)

Proporción

de la franja

de cada

región con

DUNAS en

2000 (%

de la franja)

Número

de polígonos

de

dunas en

la franja

en 1976

Golfo de California 6%, escenarios que están cambiando

actualmente.

Si se comparan las dos figuras (Fig. 1 y Fig. 2), se observa

que la franja costera está menos transformada que

el municipio en su totalidad para las regiones del Golfo

de California, Golfo de México y el Caribe. En el Pacífico

Norte, la proporción de vegetación natural es ligeramente

más alta en la franja porque la mayoría del desarrollo

urbano y agrícola se da en la costa. En el Pacífico Sur, tanto

la franja como el municipio están muy transformados

(alrededor de 40% de sus superficies) pero se han transformado

tanto el interior del municipio como la costa de

manera más homogénea.

La vegetación de dunas

Número

de polígonos

de

dunas en

la franja

EN 2000

Pérdida o

fragmentación

Riqueza

florística.

(Número

de

especies)

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

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

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

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

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

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

Con respecto a la vegetación de dunas costeras, se perdió

el 14% de éstos. En la Tabla 4 se observa que la región

que perdió más dunas es el Caribe (ejemplo en Fig.

3) seguido del Golfo de México y Pacífico Sur. Ahora

bien, ¿qué significa que se pierdan estos porcentajes de

vegetación de dunas?

La riqueza florística de las regiones costeras de México

consta, en promedio de 448 especies (de 427 a 566 especies)

(Tabla 4), con excepción del Golfo de California

que es la región florísticamente más pobre (235), porque

básicamente los matorrales desérticos que llegan al mar no

se consideran estrictamente una vegetación costera y sólo

están flanqueados por una estrecha playa con dunas embrionarias

florísticamente muy pobres. Lo mismo sucede

con los ambientes arenosos del Pacífico Norte, pero la pre-


sencia de un matorral sobre suelos rocosos al norte de Baja

California, colindante con las costas de California, EE.UU.,

aumenta considerablemente la diversidad florística de las

costas de esta región. Los focos de mayor endemismo

florístico se dan en los extremos, al norte de la región 1

en la costa con clima tipo mediterráneo entre Tijuana y

El Rosario y al sur de la región 2, en su porción peninsular,

en la zona de Los Cabos (Riemann y Ezcurra 2005 y

2007). En cuanto a la vegetación de dunas sobre suelos

arenosos (Tabla 4) se observa que el Golfo de México es la

que más cobertura de dunas pierde: 77 km 2 que equivale a

casi 30% del total de cobertura de dunas perdidas, seguida

del Pacífico Sur donde se perdieron 58 km 2 de vegetación

de dunas costeras (22%). La razón de pérdida de dunas

en ambas costas es básicamente el uso agropecuario (la

ganadería en Veracruz y los plantaciones de cocos en el

Pacífico) así como la urbanización para el turismo de sol

y playa en la región 3 (Bringas 1999; Sánchez-Crispín y

Propin Frejomil 1999). El Golfo de California perdió 9.6

% de los sistemas arenosos en 24 años y fue básicamente

por la acuacultura en Sonora y el crecimiento de la zona

turística de Los Cabos. En la península de Yucatán se perdieron

43 km 2 (16.6%) de dunas por el cultivo de cocotales,

las salineras y la expansión de los poblados costeros de

Yucatán pero especialmente por el crecimiento de nuevas

ciudades turísticas como Cancún. El Pacífico Norte es donde

se pierden menos dunas (9.6%) ya que principalmente

es al noroeste de Baja California, en la barra arenosa de

Punta Banda, Ensenada y en El Médano de Primo Tapia, en

Rosarito, donde han sido seriamente abatidas para construcción

de casas habitación y pistas de vehículos de todo

terreno, respectivamente.

Los trabajos de ecología de dunas costeras del Golfo

de México y Península de Yucatán, Moreno-Casasola

y Espejel (1986) y los de Espejel et al. (2004), en el

Pacífico Norte y Golfo de California han utilizado muestreos

que en promedio significan cerca de 100 m 2 y, en

general, para definir cada comunidad se toman al menos

10 muestreos, es decir, 1 km 2 . En un cálculo aproximado,

podría considerarse que el número de especies que

se estaría perdiendo por cada km 2 sería el promedio de la

riqueza de especies de cada comunidad definida. Para las

regiones 4 y 5 se reportan comunidades de entre 20-29

especies en las zonas de dunas embrionarias y crestas de

dunas, de 47-63 especies en los matorrales más densos

y 31-38 especies en las hondonadas húmedas. En el

Pacífico Norte y norte del Golfo de California, se reportan

comunidades de 21 especies en las franjas arenosas

angostas cerca de estuarios salobres, 32 especies en las

barras arenosas y 85 especies en las comunidades de

matorrales de sistemas de dunas más complejos. Por lo

tanto, hipotéticamente ese número de especies se perderían

cuando se destruye 1 km 2 de dunas para construir

hoteles y fraccionamientos urbanos con frente de mar.

LA MArgInACIón dE LA PObLACIón COSTErA

La mayor marginación promedio de los municipios costeros

agrupados en las cinco regiones muestra que el

Pacifico Sur y Golfo de México son las regiones más

marginadas. Es decir, son agrupaciones municipales con

muchas poblaciones pequeñas (véanse primeras tres columnas

de Tabla 5), poco urbanizados (sin drenaje, agua

entubada, electricidad, etc.) y con una población con un

nivel de educación e ingreso bajos, entre otras cosas que

mide el índice.

La transformación de la vegetación natural básicamente

ha sido por el uso urbano y turístico (dado por la

categoría asentamientos humanos) y el agropecuario ya

que aumentaron considerablemente (en 500 y 400%,

respectivamente) coincidiendo con los resultados de

Gutiérrez de Macgregor y González Sánchez (1999)

para las ciudades en las planicies costeras. Para el caso de

interés de este artículo, sin embargo, se piensa que son

los poblados y rancherías los que más afectan a las dunas

por la interrupción de los procesos costeros. Por eso se

utilizó un elemento de análisis de la ecología del paisaje

que se refiere a la perforación del paisaje (Forman,

1995), por lo que se contabilizaron todas las localidades,

aunque fueran de un habitante, o de una o dos viviendas,

en la franja de 2 km de la costa municipal (Tabla 5). Se

encontraron 3532 localidades, siendo la mayoría menores

a 100 mil habitantes (2855). La costa del Golfo

de México (Tamaulipas, Veracruz y Tabasco) tienen la

tercera parte de las localidades menores a 1000 habitantes

en esta franja de 2 km pero también es la de mayor

tamaño (50,565 km 2 ) y la que tiene mayor número de

municipios (44), le sigue el Pacífico Sur que contiene

el 15% de dichas localidades en 35 municipios y es

donde se localiza la única ciudad con frente de mar muy

grande (Acapulco), con más de 500,000 habitantes.

Cabe mencionar que de las ocho ciudades muy grandes

y grandes en la planicie costera analizadas por Gutiérrez

y MacGregor y González Sánchez (1999) sólo cinco

(Acapulco, Veracruz, Coatzacoalcos , Tampico y Tijuana

tienen frente de mar.

Sección: Investigación

Cobertura vegetal y marginación en las costas mexicanas 63


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 54-69

64

Regiones a

500,000

0 369

0 739

0 1:

Acapulco

(Guer.)

0 5:

Coatzacoalcos

(Ver.),

Veracruz

(Ver.), Cuidad

del Carmen

(Camp.),

Ciudad Madero

(Tam.),

Tampico

(Tam.)

1: Cozumel

(Q.Roo)

2: Campeche

(Camp.),

Cancún

(Q.Roo)

836

0 1160

0 428

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


Figura 4. Índices de marginación del 2000 para las regiones florísticas de ambientes no inundables de México y para

su franja costera de 2 km (promedio, mínimo y máximo) calculado a partir de datos de marginación por localidad

(CONAPO 2000).

Figura 5. Relación entre el número de localidades inferior a 100 habitantes y pérdida de dunas en las cinco regiones

florísticas de ambientes no inundables de México

Si se compara el porcentaje de crecimiento del suelo

transformado en la franja con el porcentaje de toda la

superficie municipal del país, se observa que en todas las

regiones, excepto el Golfo de California, el crecimiento

del uso transformado en la franja no es tan rápido como

lo es en el área municipal. Destaca la región del Golfo de

California donde el porcentaje de crecimiento del suelo

alcanzó 68% mientras que en el área municipal de la

región, creció 21 % el uso de suelo transformado (Figs.

1 y 2).

Se comparó la cobertura de vegetación de dunas perdida

entre 1976 y 2000 con el número de localidades pe-

Sección: Investigación

Cobertura vegetal y marginación en las costas mexicanas 65


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 54-69

66

queñas (con población inferior a 100 en el año 2000) y es

posible distinguir un patrón similar (Fig. 5). Esto significa

que las localidades pequeñas han perforado las dunas y,

si se añade el crecimiento de las localidades más grandes,

ambos son la causa de disminución de la cobertura vegetal

de dunas costeras.

Asimismo, es interesante notar las diferencias entre

las densidades de las superficies municipales con las de la

franja (Tabla 1). En general, en todo el país y las regiones

1 y 2, la diferencia es de tres veces más la densidad en la

franja que en el municipio, en las regiones 3 y 4 es cuatro

veces mayor pero en la región 5 es 10 veces mayor la

densidad entre franja y municipio. Una vez más, el desarrollo

conglomerado de Cancún explica esta diferencia.

En algunos casos, podría justificarse que se perdiera

vegetación estratégica en aras de lograr beneficios para la

población humana y el desarrollo costero de México. Sin

embargo, haber perdido 4.1 y 3.3% de vegetación costera

no hace que las localidades costeras del Pacífico Sur o

del Golfo de México, respectivamente, hayan mejorado su

calidad de vida, si ésta la interpretamos por el valor del índice

de marginación (Figura 4). En general, resultó que el

índice de marginación es mayor en el municipio que en la

franja costera, y casi iguales en el Golfo de México, que es

la zona más transformada (59% y 42% transformado en

la totalidad del municipio y en la franja, respectivamente).

Se observa que en el Caribe hay mayor diferencia entre el

índice de marginación del municipio y la franja si se compara

con el Golfo de México: a nivel de la superficie municipal,

el valor es similar pero el Caribe tiene una franja costera

menos marginada pero está básicamente concentrada en

una sola cuidad (Cancún). Si la densidad poblacional y la

pérdida de dunas se concentra en un sitio y no se expande,

el modelo de desarrollo podría ser más sustentable en términos

naturales ya que se pierde menos cobertura natural

pero no en términos sociales ya que se concentra la riqueza

y el área de marginación es más extensa. Esto en parte

es porque el índice de marginación enfatiza mucho en los

indicadores de urbanización.

En general, el índice de marginación es menor en la

franja de 2 km que en el municipio con excepción del

Golfo del México. El Pacífico Norte y el Caribe son las regiones

menos marginadas posiblemente por la influencia

de la presencia de ciudades del corredor Tijuana-Rosarito-

Ensenada y Cancún, respectivamente.

Son prioritarios los trabajos en las costas más deterioradas,

social y ecológicamente. El Golfo de México es

la región con más porcentaje de transformación a nivel

Georges Seingier, Ileana Espejel y José Luis Fermán Almada

municipal, más pérdida de vegetación de dunas, más crecimiento

poblacional, más localidades y mayor marginación

y está entre las que más localidades y pérdida de

dunas presentan, este resultado coincide con el de otros

autores en que las costas del Golfo de México se han

deteriorado (Moreno-Casasola, 2004) aumentando su

vulnerabilidad (Martínez et al., 2006).

Finalmente, si se considera que la vulnerabilidad costera

es la conjunción de pérdida de calidad natural (medida

en este artículo como cobertura de vegetación natural

y en particular de la vegetación de dunas costeras) con el

grado de marginación de su población, las regiones 3 y 4

son las más vulnerables del país.

COnSIdErACIOnES FInALES

La elección de los municipios como límite para el análisis

inicial podría recibir la misma crítica por la diversidad de

tamaño de las 169 entidades costeras, las cuales varían

de 103 a 53,337 km 2 de superficie municipal. Aunque

se evaluó por un lado el uso de las delegaciones costeras

(en vez del municipio completo) en los amplios municipios

del noroeste de México, y por otro lado, la agrupación

de los municipios muy pequeños en las regiones o

distritos en los estados de Chiapas o Oaxaca para obtener

un límite administrativo de la franja costera que sea más

regular en términos de tamaño, se prefirió la figura de la

entidad municipal por su carácter homogéneo en cuanto

a gestión de políticas públicas (ANMCO, 2008) y porque

se ha utilizado en la propuesta de regionalización de

los mares de México (Espejel y Bermudez 2009).

El uso de una franja de una distancia arbitraria (2

km) presenta la ventaja de trabajar en un espacio de ancho

constante, lo que no fue posible con al análisis a nivel

de las planicies costeras, las cuales se extienden tierra

adentro de manera muy irregular, por ejemplo de 1 km

–donde existen cantiles– y 90 km en Sonora. El valor

de dos kilómetros permite comparar datos de superficie

relevante para el estudio de una cobertura vegetal de

un ecosistema netamente costero no inundable. Para la

vegetación inundable se recomienda utilizar el concepto

de municipio de segundo y tercer orden que usa la

SEMARNAT (2006).

Los resultados plantean situaciones que ilustran el

efecto del desarrollo sobre uno de los sistemas más difíciles

de reconstruir con una de las vegetaciones más

difíciles de restaurar y a su vez, uno de los ecosistemas

más útiles para la protección al embate de los efectos del


cambio climático, como son el aumento en la intensidad

de huracanes e inundaciones por elevamiento del mar.

Dado que todavía queda aproximadamente el 86%

de la superficie original de vegetación de dunas de

México y que el modelo de desarrollo de las costas se

está reproduciendo de la misma manera no sustentable

en varios lugares (como por ejemplo, al norte de las ciudades

de Cancún, la costa de Campeche y Yucatán, el

sur de Veracruz, y la ampliación de Los Cabos, Loreto y

Puerto Peñasco, etc.), es sumamente importante establecer

un programa continuo de protección y manejo de

dunas costeras.

Es posible que a nivel nacional 14% no sea una cifra

alarmante de pérdida de cobertura vegetal en 24 años,

pero los planes novedosos para incrementar el turismo

y los condominios como segundo hogar de extranjeros y

las grandes obras de infraestructura portuaria y de energía

en el litoral del país, están amenazando la conservación

de las dunas en el país (diversos proyectos en Loreto,

Todos Santos y Bahía Magdalena, B.C.S., un proyecto

de mega puerto en Colonet, B.C., Peñasco y Guaymas

en Sonora, Altata entre muchos otros, en todos los estados

costeros de México). Además de la extensión de

la Riviera Maya y la extracción petrolera en Campeche y

Yucatán y el impulso al crecimiento de Coatzacoalcos,

Veracruz y Tampico, entre otros, e independientemente

de los cambios en el nivel del mar por el cambio climático,

obligan a poner atención en esta frágil franja de la

costa, cubierta de especies únicas fijadoras de arena y

difíciles de sustituir.

El Golfo de México y el Pacífico son las regiones que

perdieron más vegetación natural y dunas y son también

las regiones que tienen los índices más altos de marginación

de la costa mexicana. De estas dos regiones es

posible obtener lecciones para no repetir el tipo de desarrollo

costero que pierde naturalidad y no mejora las

condiciones sociales de sus habitantes. Parece una tarea

urgente, el diseño alternativo de los desarrollos urbanos

(turísticos e industriales) para no repetir lo descrito en

estas dos regiones.

Este trabajo puede considerarse la primera descripción

del estado cero a partir del cual dar seguimiento a la política

recién instrumentada de mares y costas de México

utilizando como indicadores de desarrollo sustentable la

proporción de vegetación natural y transformada, la tasa

de cambio y la cobertura de vegetación de dunas costeras

siempre asociados a los índices de marginación.

AgrAdECIMIEnTOS

A Oscar Delgado por la revisión y comentarios a este

escrito.

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Sección: Investigación

Cobertura vegetal y marginación en las costas mexicanas 69


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 70-82

70

Contribución al análisis del cambio de uso del

suelo y vegetación (1978-2000) en la Península

de Baja California, México

Fernando Antonio Rosete Vergés, 1 José Luís Pérez Damián 2 y Gerardo Bocco 3

Resumen

Los autores analizan el cambio de uso de suelo y de

vegetación en la Península de Baja California, al nivel

de tipo de vegetación de 1978 a 2000 a escala

1:250,000. Se realizó un análisis espacial en ambiente

de SIG para identificar los cambios. Se elaboró una

matriz de transición y se agruparon los cambios encontrados

en tres procesos principales: desmatorralización,

recuperación y crecimiento de manchas urbanas

(como un indicador de urbanización). En el periodo

analizado (22 años) se dan cambios en el 7.7 % del

territorio peninsular. Los procesos de desmatorralización

y urbanización son más intensos en la zona norte

de la Península, mientras que la recuperación es mayor

en la zona sur. La desmatorralización para actividades

agropecuarias es la más importante. El crecimiento de

la mancha urbana es el proceso menos importante,

pero durante el periodo analizado la superficie ocupada

por los asentamientos humanos se incrementó en

casi un 270 %.

Palabras clave

Cambio de uso del suelo, Baja California, procesos de

cambio, desmatorralización.

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

piso. Col. Insurgentes–Cuicuilco. Delegación Coyoacán.

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

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

Col. Insurgentes–Cuicuilco. Delegación Coyoacán. CP.

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

El presente artículo es una versión modificada del publicado

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

diciembre de 2008.

Recibido: 29 de septiembre de 2008 Aceptado: 20 de febrero de 2009

Abstract

This work analyzed the land use change in the Baja

California Peninsula, at the level of vegetation types.

The time period analyzed was 1978 to 2000 at

1:250,000 scale. The spatial analyses were carried out

in a GIS environment to identify the changes. A transition

matrix was elaborated and the changes detected

were grouped in three major processes: scrubland

depletion (deforestation of woody vegetation), recovery

of natural vegetation cover, and urban growth.

In the time period analyzed (22 years) 7.7 % of the

territory underwent land use changes. The deforestation

and urban growth processes were more dynamic

in the northern part of the Peninsula, while recovery

was more relevant in the south zone. The deforestation

of scrubland for agriculture activities is the main

process. The urban growth, in absolute terms, is the

least important in the time period analyzed; however,

the surface occupied for human settlements increased

in almost 270 %.

Key words

Land use change, Baja California, scrubland depletion,

urban growth.

3 Centro de Investigación en Geografía Ambiental. Unidad

Académica Morelia. UNAM. Antigua carretera a Pátzcuaro

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

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

unam.mx.


InTrOduCCIón

El paisaje es un ente dinámico en términos de los patrones

espaciales, estructurales y funcionales (Dunn et al.,

1991; Forman, 1995; Hobbs, 1997). El conjunto de

componentes espaciales del paisaje está condicionado

por la combinación de factores biofísicos y socioeconómicos

(Fernández et al., 1992; Zonneveld, 1995) que

confluyen en el territorio. En la escala temporal de décadas,

las actividades humanas que impactan el uso de

suelo 1 son el factor principal en la forma que adoptan

los cambios del paisaje. Algunos de ellos son provocados

por prácticas específicas de manejo y otros por las

fuerzas sociales, políticas y económicas que controlan

los usos de suelo (Medley et al. 1995; Pan et al. 1999).

Los cambios temporales en el paisaje inducidos por el

hombre afectan tanto los procesos bióticos como los

abióticos (Forman, 1995; Farina, 1998). Las características

de la forma en que se usa el suelo son el resultado

de la interrelación entre los factores físicos o naturales

y los factores culturales y humanos. Al influir el ser

humano en el ambiente para producir bienes y servicios,

el uso del terreno (o uso del suelo como se le conoce en

México) se convierte en la principal causa de pérdida de

diversidad biológica, funciones ecológicas y de la alteración

del ciclo hidrológico.

Los estudios sobre los procesos de cambio en la cobertura

y uso del suelo se encuentran en el centro de la

atención de la investigación ambiental actual (Bocco et

al. 2001), debido a las implicaciones que éstos conllevan

con relación a la pérdida de hábitat, de diversidad biológica,

servicios ambientales y la capacidad productiva de

los ecosistemas (Dunjó et al. 2003; Milesi et al. 2005;

Heistermann et al. 2006), además de ser reconocido

como el factor más importante del cambio global (Xiao

et al. 2006) y representar la segunda fuente antropogénica

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

Lambin (1997), la mayor parte de los cambios ocurridos

en ecosistemas terrestres se debe a: 1) conversión

de la cobertura del terreno, 2) degradación del terreno

y 3) intensificación en el uso del terreno. Estos procesos,

que usualmente se engloban en lo que se conoce

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

que se desarrollan sobre un territorio (sensu Turner et

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

refiere a todos los diferentes componentes que cubren la superficie

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

como deforestación o degradación forestal, se asocian a

impactos ecológicos importantes en prácticamente todas

las escalas.

El cambio en la cobertura y uso del suelo es un tema

que unifica las diferentes dimensiones del cambio ambiental

global (Manson 2006), por lo que su estudio

tiende a la interdisciplinariedad al incorporar conceptos,

información y metodologías de diferentes áreas del

conocimiento.

Las actividades humanas han sido reconocidas como

las principales fuerzas que transforman la biosfera, así

como responsables de la mayoría del cambio contemporáneo

en los paisajes (Skole et al. 1994; Kummer y

Turner II 1994; Meyer y Turner II 1994; Foster et al.

1999). La mayoría de los cambios experimentados en

los ecosistemas terrestres son producidos por la conversión

del uso del suelo o por la intensificación del uso y

la degradación subsecuente de la tierra (Lambin 1994;

Lambin y Geist 2006). La deforestación y la presión humana

sobre la tierra para la producción de cultivos y la

mecanización desmedida son las principales causas de

la degradación de la tierra, que genera erosión del suelo,

cambios en los ecosistemas y deslizamientos de tierra

(Chikhaoui et al. 2005).

En México, estudiar la magnitud, dinámica y causalidad

de los procesos de cambio de cobertura y uso del

suelo es una tarea prioritaria (Bocco et al. 2001). Los

datos obtenidos por Masera et al. (1997) así como los

más recientes a nivel regional (UNEP 2007), indican

que nuestro país se encuentra entre los países con mayor

deforestación a nivel mundial. Entender el impacto

que ocasiona el cambio de uso y cobertura del terreno,

significa estudiar factores ambientales y socioeconómicos.

Sin embargo, no existen análisis cuantitativos de la

importancia relativa de estos factores con el cambio de

la cobertura y el uso del terreno, ya que las interpretaciones

de cómo estos factores interactúan para estimular el

cambio varían ampliamente de una región a otra (Skole

et al. 1994 y Kummer & Turner II 1994). México no es

la excepción, ya que los patrones de deforestación varían

notablemente por regiones, en donde esos factores ambientales

y socioeconómicos determinan en forma importante

el patrón ocurrido en cada región en particular

(Masera 1996).

Los estudios de caso en regiones del país han sido

elaborados con diferentes técnicas y metodologías (por

ejemplo, Dirzo y García 1991; Mas Porras 1992; Álvarez-

Icaza et al. 1993; Mendoza 1997; Rosete et al. 1997;

Sección: Investigación

Contribución al análisis del cambio de uso del suelo y vegetación 71


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 70-82

72

Sierra de Santa Marta 1996; Trejo y Hernández 1996;

Mas et al. 1996; Velázquez et al. 2003) y se han concentrado

en el trópico húmedo o en bosques templados.

El objetivo del presente trabajo es conocer los principales

procesos de cambio de uso del suelo y vegetación

en la Península de Baja California, en particular, aquellos

asociados con los cambios en el matorral xerófilo, los usos

agropecuarios y el crecimiento de la mancha urbana, con

la finalidad de explorar posibles tendencias de cambio y la

identificación de ventanas para estudiar los procesos de

cambio a mayor detalle.

dESCrIPCIón dEL árEA dE ESTudIO

La península de Baja California (Fig.1) es una de las últimas

grandes extensiones del territorio nacional (y una de

las decenas en el mundo) en donde la presión antrópica

hacia los recursos naturales es, en términos regionales,

muy baja. La presión se encuentra muy focalizada hacia

sus extremos (Tijuana y Mexicali, en B.C., y La Paz y Los

Cabos en B.C.S.), donde la frontera con EE.UU. representa

la mayor zona de congregación humana (Canales

1995), dejando en las partes intermedias extensas zonas

casi prístinas en donde los ecosistemas naturales han

evolucionado casi sin presiones humanas.

La península de Baja California es una de las provincias

fisiográficas definidas por INEGI para el territorio

nacional (Quiñones 1987). Se encuentra en el noroeste

de la República Mexicana y su territorio ocupa desde

el norte del paralelo 32°, hasta el sur del paralelo 23°.

Limita al norte con la frontera internacional estadounidense

y al noreste con la provincia fisiográfica del desierto

sonorense. La península se encuentra flanqueada por

el Océano Pacífico al oeste, y el Golfo de California, al

este. Las cumbres más elevadas se encuentran en las sierras

de la porción norte, donde alcanzan alturas de 2000

a más de 3000 msnm (Delgadillo 1998). El origen de la

península se le atribuye a un eje de emersión que recorre

en forma longitudinal el fondo del Golfo de California. Al

ir emergiendo, las placas se deslizan en sentidos contrarios,

con lo que se amplía el ancho del golfo y se separa la

península del continente. Este suceso se tiene estimado

que se inició hace unos 20 millones de años, cuando la

península fue separada del continente, dando origen al

Golfo de California (INEGI 1995).

El eje geológico estructural de la península tiene rumbo

noroeste-sureste y lo constituye la cordillera peninsular,

cuyo masivo núcleo granítico (en realidad un batolito

Fernando Rosete Vergés, José Luís Pérez Damián y Gerardo Bocco

Fig. 1.Localización del área de estudio. La Península

se dividió en tres partes, con fines de representación

cartográfica, norte, centro y sur

con dicho rumbo) aflora en el norte y queda sepultado

en el sur, bajo materiales volcánicos de diversas edades,

siempre más recientes que el intrusivo. El eje tiene la

forma de un alargado bloque de falla basculado hacia el

suroeste, con un flanco abrupto hacia el golfo y el otro

tendido con suavidad hacia el Océano Pacífico. Esta cordillera

remata su extremo sur en el bloque del Cabo, donde

afloran nuevamente rocas graníticas, y determina la

alargada y angosta configuración de la provincia (INEGI

1995).

Los climas que dominan esta provincia son: muy secos,

templados, semicálidos y cálidos. Sin embargo, en

la Sierra de Juárez y San Pedro Mártir, en su porción noroccidental,

el clima seco templado varía en las cumbres

a semifrío subhúmedo. También en la Sierra La Victoria

(también conocida como Sierra de La Laguna), localizada

al sur, en sus partes más elevadas el clima es templado

subhúmedo. Con régimen de lluvias en invierno, se

dispone una franja de norte a sur, desde la frontera internacional

hasta Bahía Magdalena, patrón que contrasta

con el resto de la provincia, donde dominan los climas


desérticos y semidesérticos, como ya se indicó (García

2004).

En la mayor parte de la provincia se desarrollan diversos

tipos de matorrales, tales como el rosetófilo, sarcocaule,

sarcocrasicaule de neblina y el desértico micrófilo, además

de vegetación de desierto arenoso (INEGI 1995).

Todos esos tipos de matorrales Rzedowski (1998) los

agrupa en el tipo de vegetación “matorral xerófilo”. En las

Sierras de Juárez y San Pedro Mártir crece la vegetación

de chaparral y bosques de pino-encino; en la Sierra de

La Laguna crece la selva baja caducifólia y el bosque de

encino y encino-pino (Delgadillo 1998). La península de

Baja California se caracteriza por un elevado grado de endemismos,

por lo que su contribución a la diversidad biológica

nacional es importante (Riemann 2001; Riemann

y Ezcurra 2005). Resaltan principalmente los grupos de

plantas y reptiles, organismos que son afectados de manera

directa (eliminación de la vegetación) o indirecta

(destrucción del hábitat) por los procesos de cambio de

uso de suelo, situación que se torna aún más grave si

consideramos que, por sus características climáticas, la

recuperación de las comunidades biológicas impactadas

es muy lenta, en comparación con zonas templadas subhúmedas

o calido húmedas.

Los países con economía de mercado se han caracterizado

por la concentración de la población y actividades

económicas en pocos puntos del territorio (Garza

1985), situación en especial clara para la península de

Baja California. Entre 1980 y 1990 los estados de Baja

California y Baja California Sur fueron los únicos en tener

una tasa de crecimiento promedio anual superior a la media

nacional. Este incremento se atribuye a la migración

ocurrida hacia esta región, y en particular hacia la zona

fronteriza con los EE.UU. en los municipios de Tecate y

Tijuana, pero para los 90 la llegada de nuevos pobladores

a la región se concentró en los municipios de Playas de

Rosarito (de reciente creación) y Tijuana. En la década

de los 80, los municipios atractores de población fueron

Ensenada, Tecate, Tijuana, Comondú y Mulegé. Para la

década de los 90 fueron los cinco municipios de Baja

California (Ensenada, Mexicali, Tecate, Tijuana y Playas

de Rosarito) y Loreto y Los Cabos en Baja California Sur.

En ambas décadas, los municipios con mayor atracción

de población fueron Ensenada, Tecate y Tijuana (INE-

COLMEX 2002).

Al comparar el ritmo de crecimiento de una entidad

con respecto a la media nacional se puede establecer una

medida de competitividad económica local. Si la tasa de

crecimiento promedio anual de una entidad federativa

supera a la nacional entonces su participación en el agregado

nacional aumenta, posicionándolo como un espacio

competitivo. En el periodo 1980-1998 la participación

de Baja California y Baja California Sur en el PIB nacional

aumentó, aumentando también su competitividad según

esta definición. El grado de marginación municipal

en 1995 era muy bajo para todos los municipios de la

península, a excepción de Loreto y Comondú, en Baja

California Sur, que fue bajo (CONAPO 1997). Sin embargo,

para el año 2000, la mayoría de los municipios

continuaban en la categoría de muy baja marginación,

pero los municipios de Mulegé y Comondú fueron los que

estaban, en ese entonces, en la categoría de baja marginación

(CONAPO 2000). Para el año 2005 solamente

el municipio de Mulegé se mantenía en la categoría de

baja marginación, mientras que el resto de los municipios

peninsulares fueron clasificados como de muy baja marginación

(CONAPO 2006).

En la actualidad, los principales procesos que desencadenan

el cambio de uso del suelo en la península de

Baja California son el crecimiento de las áreas urbanas, la

inmigración de población a la zona fronteriza, la actividad

industrial (principalmente maquiladoras) y las actividades

turísticas. Es de preverse que estos procesos socioproductivos

conlleven un incremento en la presión hacia

los recursos naturales en el mediano plazo, principalmente

sobre el agua potable, las superficies para producción

agropecuaria, las áreas de reservas territoriales para el

crecimiento urbano y el incremento de enclaves turísticos

orientados hacia un visitante con altos consumos de

agua y energía (INE-UABC 2002; INE-COLMEX 2002;

INE-UABC 2005).

MATErIALES y MéTOdOS

La metodología utilizada consta de una parte de conceptos

y otra de métodos y técnicas. En la parte conceptual, de

acuerdo con Bocco et al. (2001), analizar el proceso de

cambio de uso y cobertura del terreno implica tres pasos

principales: 1) detección e interpretación cartográfica y

digital del cambio, 2) análisis de los patrones de cambio

de cobertura y uso del suelo y 3) análisis de las causas del

cambio de uso del suelo.

El método que se utilizó para el análisis de cambio de

la vegetación y el uso del suelo fue el del análisis espacial,

el cual se basó en la identificación de los cambios en

las componentes espacial y temática, y en la representa-

Sección: Investigación

Contribución al análisis del cambio de uso del suelo y vegetación 73


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 70-82

74

ción de los procesos espacio-temporales, llevados a cabo

a partir de la elaboración de un producto cartográfico

que expresara los cambios de la vegetación en el tiempo

(1978-2000); es decir, “se trató de expresar las diferencias

entre dos momentos temporales para las distintas

unidades de observación” (Gutiérrez y Gould 2000).

Se trabajó a la escala geográfica de 1:250,000; es

decir, a un nivel regional que permitiera manejar todo el

territorio peninsular, de unos 142,000 km 2 (la península

se extiende por casi 1300 km en línea recta, de noroeste

a sureste. A continuación se describen los métodos y

técnicas, así como las bases de datos utilizados para el

trabajo.

Para la definición del uso de suelo al nivel de toda la

península se utilizaron las cartas de INEGI (Serie I) y las

elaboradas para el Inventario Nacional Forestal 2000 a

escala 1:250,000, ambas en formato digital.

Los insumos cartográficos digitales que se utilizaron

para este análisis fueron los siguientes: Uso del Suelo y

Vegetación 1978, elaborado por el Instituto de Geografía

(IG), UNAM, a partir de la digitalización y reestructuración

de la base de datos del mapa de Uso del Suelo y

Vegetación (Serie I) del INEGI escala 1:250,000. Para

describir la situación en el segundo momento analizado

se utilizó el mapa resultado del Inventario Nacional

Forestal 2000 escala 1: 250,000, generado por el

Instituto de Geografía de la UNAM, por contrato del INE-

SEMARNAP (Mas et al. 2002).

El tercer producto que se utilizó en este trabajo fue

el mapa del límite de la Península de Baja California, de

acuerdo con el Marco Geoestadístico Municipal (MGM)

2000 escala 1:250,000 del INEGI.

El análisis espacial de este trabajo se llevó a cabo a

partir del desarrollo de los siguientes procesos metodológicos,

con apoyo del programa Arc/View:

1. Adecuación de límites. Ninguno de los tres insumos

cartográficos para este análisis eran coincidentes en

sus límites de la unidad geográfica de estudio, por lo

que se llevó a cabo la edición de los límites de los

mapas de vegetación para adecuarlos al del límite del

MGM.

2. Selección del nivel de agregación o detalle. Las

entidades geográficas de los mapas de vegetación

vienen acompañadas de atributos que se organizan

jerárquicamente en cuatro niveles de resolución espacial:

formación; subformación; tipo de vegetación

y comunidad vegetal, de menor a mayor detalle,

Fernando Rosete Vergés, José Luís Pérez Damián y Gerardo Bocco

respectivamente. Para este trabajo se eligió la información

contenida en el atributo tipo de vegetación,

por considerar que éste era el que nos proporcionaba

el máximo nivel de detalle de la unidad geográfica

analizada a la escala de trabajo, acompañado de

un nivel de error aceptable (Mas et al. 2004).

3. Generalización cartográfica. En todo análisis que se

realiza a partir de mapas es necesario eliminar aquellas

entidades de valor secundario, debido a que “las

designaciones cartográficas no reflejan las particularidades

y los detalles de poca importancia, propios de

uno y otro objeto, sino que destacan los caracteres

fundamentales” (Salitchev 1981). La generalización

puede ser conceptual y por área mínima cartografiable

y ambas se aplicaron a las coberturas de vegetación.

A continuación se explica en qué consistió cada

una de ellas:

a) Conceptual. Una vez que se eligió al atributo tipo de

vegetación como el nivel de detalle, fue necesario

quitar de la base de datos los tres atributos que no

fueron elegidos para el análisis y reconstruir la geometría

de las entidades geográficas; es decir, se eliminaron

todos aquellos límites en los que una o más

entidades geográficas compartían el mismo dato.

b) Por área mínima cartografiable. Los dos mapas por

tipos de vegetación contenían entidades con poca

superficie, tan pequeñas, que a simple vista no eran

observables, razón por la que se decidió aplicar la

correspondiente generalización espacial, respaldada

en el concepto de área mínima cartografiable. Dicha

generalización consistió en eliminar a todas las entidades

cuya superficie fuera igual o inferior a 0.25

km 2 y asignarlas a las entidades con la que compartían

mayor superficie. Con este procedimiento se

garantizó que, al superponer los mapas, el número

de combinaciones de los cambios de vegetación y

usos del suelo disminuiría sustancialmente.

4. Superposición de mapas. Es conocido por la mayoría

de los usuarios de los Sistemas de Información

Geográfica como “cruce de mapas”. En este trabajo,

a dicho procedimiento se le reconoce como el de

mayor importancia, debido a que con él se generó el

producto cartográfico con el que fue posible identificar

espacialmente los cambios de vegetación y uso

del suelo. Dicho procedimiento consistió en la manipulación

geométrica de las entidades geográficas

de los mapas de vegetación, por lo que el mapa resultante

expresó la fusión de la geometría de ambos


Tabla 1. Matriz de transición 1978-2000 para la Península de Baja California. MX = matorral xerófilo, MZ = mezquital, P = pastizal, AT = agricultura de temporal, ARH = agricultura

de riego y humedad, CISC = selva caducifolia y subcaducifolia, BC = bosque de coníferas, BL = bosque de latifoliadas, BCyL = bosque de coníferas y latifoliadas, VH = vegetación

hidrófila, OTV = otros tipos de vegetación, ASVA = área sin vegetación aparente, AH = asentamiento humano, CA = cuerpo de agua

2000

MX MZ P AT ARH SCySC BC BL BCyL VH OTV ASVA AH CA

108,521 275.3 1,080.5 595.9 842.0 21.6 41.4 409.1 177.3 167.2 778.6 653.3 128.5 7.1

km2 1978

Matorral

xerófilo

Mezquital 34.4 645.5 2.6 0 4.7 1.0 0.0 1.0 0.0 0.0 0.0 11.2 0.0 0.0

Pastizales 143.2 3.1 419.0 180.0 122.4 3.8 124.5 1.5 0.0 2.2 11.9 34.1 83.9 1.1

39.3 0 87.6 698.6 236.6 0.0 0.0 0.0 0.0 4.7 8.8 9.6 58.1 1.3

Agricultura de

temporal

344.4 3.0 6.9 32.9 3,847.5 0.0 0.0 0.0 0.0 100.1 278.1 2.2 176.3 3.2

293.2 47.5 24.1 0.0 13.3 3,296.1 0.0 289.8 2.4 6.3 0.0 4.4 6.3 0.0

62.3 0.0 56.6 8.9 0.0 0.0 1,417.1 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 1.0 2.1

0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 35.1 0.0 194.6 26.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0

0.0 0 0.0 0 0.0 0 4.2 14.1 52.1 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0

Agricultura

R y H

Selva caducifolia

y

subcaducifolia

Bosque de

coníferas

Bosque de

latifoliadas

B. de coníferas

y latifoliadas

202.1 136.4 7.0 18.9 42.4 1.3 0.0 0.0 0.0 557.6 24.0 10.6 0.0 9.6

890.4 3.4 7.8 28.3 13.4 0.0 0.0 0.0 0.0 64.9 8,150.4 237.9 3.5 53.3

Vegetacion

hidrófila

Otros tipos de

vegetación

124.0 0 0.0 0.0 5.6 0.0 0.0 0.0 0.0 11.1 152.5 3,003.2 0.0 531.4

Área sin

vegetación

0.0 0 0.0 0 0.0 0 0.0 0 0.0 0 0.0 0 166.8 0.0

aparente

Asentamiento

humano

4.0 0 0.0 0 0.0 0 0.0 0 0.0 20.3 3.2 6.7 0.0 0

Cuerpo de

agua

Sección: Investigación

Contribución al análisis del cambio de uso del suelo y vegetación 75


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 70-82

76

productos, así como los nuevos atributos con los que

de identificaron los cambios de la vegetación y el uso

del suelo.

5. Análisis de resultados. A partir de los atributos de la

cobertura resultante se generó una base de datos,

tabla de frecuencias o combinaciones, para conocer

los de cambios de vegetación y uso del suelo que

se presentaron de un periodo a otro y para totalizar

la superficie (en km 2 ) que cada una de ellos ocupó.

Con dicha base se construyó una matriz de transición

para analizar los patrones del cambio de la vegetación

y el uso del suelo.

6. Presentación final de la información geográfica.

Consistió en la edición y el armado final del mapa

temático, utilizando la representación cartográfica

de fondo cualitativo para expresar el fenómeno espacial

del cambio de la vegetación y el uso de suelo.

Este paso sirvió para conocer la distribución espacial

de los cambios.

Para el análisis de los patrones de cambio de uso del

suelo se incluirá el cálculo de las tasas de deforestación

por tipo de cobertura vegetal, la determinación de las

matrices de transición de cambio de uso del suelo y las

matrices de probabilidad de transición para cada una de

las clases de cobertura seleccionadas.

Para calcular la tasa de cambio de cada categoría de

tipo de vegetación se utilizó la fórmula planteada por la

FAO (1996):

t = (1 – ((S1 – S2)/S1)) 1/n - 1

Fernando Rosete Vergés, José Luís Pérez Damián y Gerardo Bocco

Donde:

t = Tasa de cambio

S1 = Superficie en la fecha 1

S2 = Superficie en la fecha 2

n = Número de años entre las dos fechas

rESuLTAdOS y dISCuSIón

A partir del análisis espacial realizado, se identificó que en

toda la Península de Baja California, durante el periodo

1978-2000, el 92.3% del territorio permaneció sin cambio

alguno, mientras que el 7.7% de su superficie presentó

algún cambio en la cobertura vegetal. A nivel regional

los principales cambios de uso del suelo y vegetación son

de origen antrópico y se han dado por el crecimiento de

las ciudades y la expansión de las actividades agropecuarias,

principalmente en los extremos norte y sur. La porción

central de la Península muestra muy pocos cambios

durante el periodo de tiempo analizado. En la tabla 1 se

presenta la matriz de transición para cada tipo de vegetación

durante el periodo de tiempo analizado.

Los tipos de vegetación y uso del suelo que mayor

disminución sufrieron fueron el matorral xerófilo, los

pastizales, la agricultura de temporal y la agricultura

de riego y humedad. Los tipos de vegetación y uso

del suelo que tuvieron un mayor incremento en el periodo

fueron los asentamientos humanos, la agricultura

de riego y humedad y la agricultura de temporal.

Existen otros tipos de vegetación y uso del suelo que

presentan disminución e incrementos significativos,

pero están asociados a la dinámica de los cuerpos de

agua costeros (como es el caso de la vegetación hi-

Tabla 2. Principales cambios de tipos de vegetación entre 1978 y 2000. La categoría “Agropecuario” incluye la

agricultura de riego y humedad, la agricultura de temporal y los pastizales inducidos y cultivados. La categoría de

“Otros tipos de vegetación” incluye el palmar, la vegetación halófila y gipsófila y la vegetación de dunas costeras

1978 2000 Superficie (km 2 )

Matorral xerófilo Agropecuario 2518.3

Matorral xerófilo Otros tipos de vegetación 778.6

Matorral xerófilo Área sin vegetación aparente 653.3

Agropecuario Matorral xerófilo 487.6

Otros tipos e vegetación Matorral xerófilo 890.4

Agricultura de riego y humedad Otros tipos de vegetación 278.1

Área sin vegetación aparente Matorral xerófilo 124.0

Matorral xerófilo Asentamiento humano 128.5

Agropecuario Asentamiento humano 318.3


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

California

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

Sección: Investigación

Contribución al análisis del cambio de uso del suelo y vegetación 77


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 70-82

78

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

California

Fig. 5. Diagrama de flujo de los principales procesos de cambio de usos del suelo en la Península de Baja California

(1978-2000). Las cifras están en km 2

Matorral xerófilo

Recuperación: 487.6

Desmatorralización: 2,518.4

Desmatorralización: 1,431.9

Recuperación: 1,014.4

Fernando Rosete Vergés, José Luís Pérez Damián y Gerardo Bocco

Urbanización: 128.5

Agropecuario

Recuperación: 278.1

Otros tipos de vegetación

Sin vegetación aparente

Urbanización: 318.3

Asentamientos humanos


drófila, otros tipos de vegetación y áreas sin vegetación

aparente) o a procesos de reforestación en las

zonas boscosas (bosques de latifoliadas y bosques de

coníferas y latifoliadas). Estos cambios no fueron considerados

en el análisis del presente trabajo, ya que el

interés principal se centra en los cambios del matorral

xerófilo. En la tabla 2 se muestra el resumen de los

principales cambios encontrados durante el periodo de

análisis, resaltando aquellos originados por las actividades

antrópicas.

En las figuras 2 a 4 se pueden observar los principales

cambios ocurridos durante el periodo de tiempo

analizado. Destaca que la mayoría de los cambios

se dieron en la planicie costera, asociados a las áreas

agrícolas y los asentamientos humanos, así como en

las zonas colindantes con vegetación arbórea (bosques

y selvas bajas).

En la figura 5 se presenta un diagrama que ilustra los

principales procesos identificados, así como los valores

de los flujos entre las categorías de tipos de vegetación

involucradas.

dISCuSIón

Los cambios en la superficie ocupada por cada tipo de

vegetación y uso del suelo se pueden agrupar en dos

grandes categorías: aquellos originados por la actividad

del hombre y los ocurridos por dinámicas naturales de

los ecosistemas. Entre los primeros se incluye el cambio

de matorral xerófilo a cualquier tipo de agricultura y a

asentamientos humanos, o la recuperación de las áreas

agropecuarias abandonadas (sea por razones de índole

productivo o por emigración, como lo señalan los trabajos

de Awasthi et al., 2002; Jokish, 2002; Braimoh,

2005; Rudel et al., 2005 y López et al., 2006), mientras

que en el segundo grupo se incluye a los procesos

de sucesión secundaria en áreas alteradas naturalmente,

como los procesos derivados de la dinámica de los

cuerpos de agua (la mayoría de ellos se encuentran en

la clase “otros procesos” de los mapas de procesos de

cambio).

Los procesos de cambio más importantes originados

por la actividad humana, son entonces la conversión del

matorral xerófilo a áreas agrícolas (desmatorralización),

la conversión de matorral xerófilo y pastizales a zonas

urbanas (expansión de la mancha urbana), y la recuperación

de la vegetación en zonas agrícolas y de pastizales

abandonadas (recuperación). Los procesos de desmato-

rralización y urbanización 2 son más intensos en la zona

norte de la península, mientras que la recuperación es

mayor en la zona sur, especialmente en la sierra de La

Laguna. En orden de magnitud, la desmatorralización

para actividades agropecuarias es la más importante en

la península, mientras que el segundo lugar lo ocupa la

sustitución del matorral xerófilo por otros tipos de vegetación

o por áreas sin vegetación aparente. En el caso

de la desmatorralización para actividades agropecuarias,

las coberturas con mayor incremento en superficie proveniente

del matorral xerófilo son la agricultura de riego y

humedad y los pastizales.

En el caso de la expansión de la mancha urbana, es

más intenso en magnitud la transición de usos agropecuarios

a asentamientos humanos, pero poco menos

de la mitad de esa cantidad de superficie pasa directamente

de matorral xerófilo a asentamientos humanos,

sin pasar antes por un uso agropecuario. En el caso del

uso agropecuario, la principal categoría que cede terreno

para el incremento de los asentamientos humanos es la

agricultura de riego y humedad, y en segunda instancia

los pastizales. Aunque en magnitud la urbanización es el

proceso menos importante en términos absolutos, e incluso

como parte de los procesos de cambio, cabe señalar

que durante el periodo analizado la superficie ocupada

por los asentamientos humanos se incrementó en casi

270%. La superficie incrementada sobre usos agropecuarios

representa el 193% de la superficie existente en

1978, mientras que directamente del matorral xerófilo se

aportó el 77% restante.

El proceso de recuperación más importante en magnitud

se da en la transición de otros tipos de vegetación a

matorral xerófilo, pero también es importante el paso de

usos agropecuarios a matorral xerófilo (principalmente

de agricultura de riego y humedad) y de usos agropecuarios

a otros tipos de vegetación (también de agricultura

de riego y humedad).

Si bien en el periodo de 22 años analizado se dan

cambios en 7.7% del territorio peninsular, en superficie

representa 10,920 km 2 , es decir, más de un millón de

hectáreas, lo que significa un promedio de casi 50,000

ha por año. Es interesante resaltar que las clases de tipos

de vegetación más dinámicas son, en orden de importancia,

el matorral xerófilo, los pastizales y la agricultura

de riego y humedad junto con la vegetación hidrófila. En

2 Aunque en sentido estricto no se trata de un proceso de urbanización,

sino de expansión de la mancha urbana.

Sección: Investigación

Contribución al análisis del cambio de uso del suelo y vegetación 79


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 70-82

80

el caso del matorral, aporta (desmatorralización y urbanización)

superficie a todas las demás clases de tipos de

vegetación (13 clases), mientras que recibe (recuperación)

de 10 de ellas, exceptuando a los asentamientos

humanos, los bosques de latifoliadas y los bosques de

coníferas y latifoliadas. Sin embargo, cabe resaltar que a

escala regional no es suficiente para plantear escenarios

de cambio, por lo que es necesario realizar el análisis sobre

ventanas particulares de interés para poder tener una

mayor certidumbre de los datos.

Lo que sucede con la vegetación hidrófila es diferente,

ya que aunque también le aporta superficie a nueve clases

y recibe de ocho, las clases con mayor participación

son diferentes. Por un lado aporta en forma importante

al matorral (recuperación) y al mezquite, pero recibe del

matorral (desmatorraliazción) y de la agricultura de riego

y humedad. Es claro que la dinámica de esta clase se

debe a los eventos de precipitación extraordinarios y la

dinámica de las lagunas costeras, así como el eventual

abandono de zonas de riego.

Para apoyar esta interpretación hay que analizar el

caso de las clases “otros tipos de vegetación” y “áreas sin

vegetación aparente”, en donde existe una relación que

involucra cerca de 40,000 ha en el intercambio entre esas

dos clases, además de un proceso de recuperación entre

la agricultura de riego y humedad y otros tipos de vegetación.

Por otro lado, se presenta la relación de esas dos clases

con el matorral xerófilo, en donde éste pierde superficie

considerable para incrementar la superficie de aquellas

dos (desmatorralización), pero el proceso de recuperación

desde otros tipos de vegetación hacia el matorral también

es muy importante.

Esta dinámica de sustitución de matorral por otros tipos

de vegetación, el paso de otros tipos de vegetación a

áreas sin vegetación aparente (principalmente en las zonas

de las lagunas costeras del centro de la península en

la vertiente del pacífico) y la recuperación de otros tipos

de vegetación a matorral dan evidencia de que estos procesos

están influenciados de manera importante por la

dinámica hidrológica de las lagunas costeras, incluyendo

los eventos extraordinarios de precipitación que ocurren

en años Niño.

COnCLuSIOnES

En el periodo analizado (22 años) se dan cambios en

7.7% del territorio peninsular. Esto representa en superficie

10,920 km 2 , lo que significa un promedio de casi

Fernando Rosete Vergés, José Luís Pérez Damián y Gerardo Bocco

50,000 ha por año. Los principales procesos de cambio

encontrados, originados por la actividad humana, son la

conversión del matorral xerófilo a áreas agrícolas (desmatorralización),

la conversión de matorral xerófilo y pastizales

a zonas urbanas (expansión de manchas urbanas),

y la recuperación de la vegetación en zonas agrícolas y de

pastizales abandonadas.

Los procesos de desmatorralización y expansión urbana

son más intensos en la zona norte de la península,

mientras que la recuperación es mayor en la zona sur,

especialmente en la sierra de La Laguna. En orden de

magnitud, la desmatorralización para actividades agropecuarias

es la más importante en la península, mientras

que el segundo lugar lo ocupa la sustitución del matorral

xerófilo por otros tipos de vegetación o por áreas sin

vegetación aparente, presumiblemente ocasionada por

procesos de dinámica natural de los ecosistemas (hidrodinámica

de las lagunas costeras).

La expansión urbana es en magnitud el proceso menos

importante, pero durante el periodo analizado la

superficie ocupada por los asentamientos humanos se

incrementó en casi 270%. Desgraciadamente el incremento

de las zonas urbanas no se da de forma planeada,

lo que favorece, en muchas ocasiones, el crecimiento de

la mancha urbana sobre zonas no aptas para el establecimiento

de viviendas, como las laderas inclinadas y los

cauces de los ríos. Esta situación aumenta el riesgo de la

población ante la incidencia de peligros naturales.

El proceso de recuperación más importante se da de

otros tipos de vegetación a matorral xerófilo, pero también

es importante el paso de usos agropecuarios a matorral

xerófilo (principalmente de agricultura de riego y humedad)

y de usos agropecuarios a otros tipos de vegetación

(también de agricultura de riego y humedad). Estos

procesos de recuperación están estrechamente ligados al

abandono de las tierras agropecuarias, fenómeno que se

puede explicar de dos formas: 1) por el agotamiento o la

salinización de los mantos acuíferos utilizados para el riego,

o 2) por la emigración de los productores del campo

a los centros urbanos o al extranjero.

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La conservación y una nueva visión del territorio

Gabriel Quadri de la Torre 1

Resumen

Quadri revisa cómo a través de la historia agraria nacional

se han generado retos extraordinarios para una gestión

del territorio equilibrada, que optimice las modalidades

de uso del suelo a partir de preferencias sociales

y necesidades elementales de sustentabilidad. Y desde

una óptica moderna y eficiente considera necesario

echar mano de instrumentos que llama contractuales o

compensatorios, que implican una transacción económica

entre el Estado y los propietarios, analizando estas

posibilidades de política pública de manera integrada, y

con aproximaciones específicas a las distintas condiciones

sociales, institucionales, económicas, y ecológicas

del territorio nacional.

Palabras clave

Territorio, derechos de propiedad, Estado, externalidades,

bienes públicos, política pública.

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

Buena parte de los bienes públicos y

problemas de externalidades que conforman

la agenda de preocupaciones

ambientales tienen como escenario

al territorio de alguna jurisdicción política:

municipio, estado, nación. Hay

ocasiones en que las jurisdicciones

son tenues o compartidas, e incluso

inexistentes, como puede suceder

con los océanos (tengamos en cuenta

que el mar es también un territorio,

aunque con algunos atributos especiales).

Recordemos, por otro lado,

que sobre el territorio siempre existe

algún régimen de propiedad que puede

ir de la propiedad privada absolu-

Abstract

Quadri revise how the agrarian history in Mexico have

generated extraordinary challenges for a balanced land

management, which optimizes the use patterns of soil

based in social preferences and on basic needs of sustainability.

And from a modern and efficient perspective,

the author considers necessary tools involving a transaction

between the state and owners, and analyzes

the possibilities for public policy in an integrated manner,

with specific approaches to various social conditions,

institutional, economic, and ecological territory.

Keywords

Territory, property rights, State, externalities, public

goods, public policy

ta a la propiedad comunitaria y del

Estado, y hasta el libre acceso o ausencia

de propiedad. El territorio es el

escenario de la sustentabilidad, donde

se sobreponen y entran en conflicto

derechos de propiedad reales o

inexistentes con intereses públicos, y

en donde el Estado emprende accio-

Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 83-90

Sección: Ensayo 83


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 83-90

84

nes para tratar de resolverlos. El gradiente de soluciones

posibles es muy vasto, y tiene en un extremo al derecho

absoluto de ius utendi y ius abutendi (uso y abuso) por

parte del propietario, y en el otro, la propiedad y regulación

absoluta e infranqueable por parte del Estado.

Resolver el conflicto o atender esos problemas de bienes

públicos o externalidades con un enfoque territorial

implica con frecuencia echar mano de una relativamente

amplia gama de instrumentos, que tendrán la finalidad de

manejar las tensiones entre los derechos de propiedad (o

de su ausencia), con distintos bienes públicos ecológicos o

ambientales. El instrumental disponible es variado, y abarca

toda la gama de posibilidades de política pública, desde

la regulación hasta los instrumentos económicos, pasando

por numerosas opciones contractuales. Destacan las áreas

naturales protegidas, el ordenamiento ecológico del territorio,

las unidades de manejo y aprovechamiento de vida

silvestre (UMA), y diversas opciones de contrato, como el

pago por servicios ambientales, compras de tierras y arrendamientos,

servidumbres y usufructos, y concesiones, entre

otras. Es obvio, y debe destacarse como principio de

política de conservación con un enfoque territorial, que

todos los instrumentos contractuales y económicos tienen

como objetivo conceptual cubrir los costos de oportunidad.

Esto es, pagar por los ingresos o beneficios perdidos

por los propietarios al no llevarse a cabo las actividades preferidas

o planeadas por ellos.

El ánimo es la urgencia de emprender una gestión

moderna del territorio compatibilizando el desarrollo

con la conservación de valores ecológicos, paisajísticos,

hidrológicos e históricos, y ahora también climáticos.

Tengamos en cuenta que los ecosistemas forestales son

grandes reservorios de carbono, y que la deforestación

contribuye en el mundo con el 20% de las emisiones totales

de gases de efecto invernadero. En México, con el

14%. Una perspectiva moderna de gestión del territorio

nacional sin duda, debe contrastarse con la triste herencia

agrarista que se impuso a lo largo de casi todo el siglo

XX. Si bien el reparto agrario se extinguió, sus secuelas

nos acompañarán por décadas y es preciso confrontarlas.

Aprovechemos que el Estado corporativo al cual servía

la antigua reforma agraria también feneció junto con sus

pulsiones obsesivas de distribución colectiva de la tierra.

Tengamos en mente como contexto y referente del

cual apartarse, que durante mucho tiempo y hasta antes

de las reformas constitucionales y legales de 1992, los

campesinos fueron dotados de tierras, aunque en buena

medida, privados de sus derechos de propiedad privada.

Gabriel Quadri de la Torre

La reforma agraria mexicana, a diferencia de otros países,

no parió ciudadanos —propietarios libres y autónomos,

sino actores dependientes de la voluntad y los

presupuestos del Estado. En nuestro siglo XX se crearon

y reconocieron más de 3000 núcleos agrarios colectivos

que pasaron a ocupar cerca del 60% del territorio nacional.

Se dispersó la población rural de tal forma que hoy

tenemos más de 200,000 asentamientos rurales menores

a 2000 habitantes a los cuales es imposible o muy

costoso llevar los servicios y oportunidades que exigen

el desarrollo y el bienestar. Se establecieron en su gran

mayoría en tierras pobres, accidentadas, aisladas y sin

agua suficiente. Casi la única opción de sus habitantes

fue una agricultura misérrima de subsistencia basada en

las quemas y el desmonte en terrenos poco productivos

y con pendientes pronunciadas, o bien, el pastoreo extensivo

de ganado. No sólo se sembró y arraigó la hierba

venenosa de la pobreza, sino que se destruyó a niveles de

paroxismo la formidable riqueza biológica y de recursos

naturales del país: bosques, selvas y desiertos naturales.

El colectivismo ejidal y comunal, la indefinición de derechos

de propiedad, y una virulenta conflictividad agraria,

extendieron siniestramente en México la tragedia de los

commons de Hardin. El agrarismo vio en el territorio nacional

sólo una frontera y un espacio vacío para llenar,

así, condujo una colonización caótica sobre regiones de

valor ecológico estratégico. El Estado agotó su reserva de

terrenos nacionales, y abdicó de sus funciones de ordenamiento

y regulación; al grado de que, en su momento,

parques nacionales y reservas de la biosfera tuvieron que

establecerse (en tensión permanente) sobre tierras ejidales

y comunales.

El daño está hecho; ahora es preciso revertirlo. Es necesario

recuperar terrenos nacionales, y sobre todo, hacer

valer el interés público en materia de biodiversidad, conservación

de ecosistemas y recursos naturales, restauración

ecológica, protección del paisaje, y de contribución a

la lucha global contra el cambio climático. Indispensable

es también normar y administrar eficazmente las zonas

federales costeras, playas, cauces, y cuerpos de agua

interiores; hasta ahora, objeto de un fracaso ostensible.

Echemos un vistazo analítico a algunos de los instrumentos

más conspicuos para lograrlo.

árEAS nATurALES PrOTEgIdAS

Las áreas naturales protegidas (ANP) crean una matriz

institucional para iniciativas regionales o territoriales de


conservación y desarrollo sustentable, en la cual es posible

armonizar políticas y esquemas de regulación. Por

otro lado, en su manejo y administración pueden concurrir

distintos órdenes de gobierno y sectores de la sociedad

local, regional y nacional, lo que ofrece la oportunidad

de fortalecer el tejido social y de construir nuevas

formas de participación y corresponsabilidad. De hecho,

la construcción de estructuras de participación, gobierno

y financiamiento es la clave para el éxito de las ANP

como instrumentos e instituciones de conservación.

En esta perspectiva, y como podrá intuirse fácilmente,

las ANP tienden a constituirse en nuevas jurisdicciones

o estrato de gobierno en el plano territorial ya que

cuentan con un responsable ejecutivo (el director), un

órgano de representación (el consejo asesor o consultivo),

tributación y financiamiento (por medio del cobro

de derechos de acceso y uso de recursos naturales, y

otras aportaciones privadas o públicas), y un sistema de

reglas jurídicamente vinculantes (los programas de manejo

y reglamentos). Queda por interpretar políticamente

en cada caso las formas de inserción de las ANP en las

estructuras políticas territoriales, al igual que su potencial

de sinergia y conflicto con los poderes constituidos.

Puede afirmarse, sin temor a una exageración retórica,

que la constitución de un sistema eficaz de áreas

naturales protegidas —tanto en tierra como en mar—

es tal vez el reto de mayor peso y alcance en la política

ecológica. Establecerlo y desarrollarlo es una de las tareas

de más alta prioridad para el gobierno y la sociedad, en el

marco de todos los desafíos de la gestión ambiental.

Además, es casi imposible sobrestimar la importancia

que tienen las ANP en la conservación de la biodiversidad.

Investigaciones recientes llevadas a cabo en la

escala internacional revelan que las ANP en la forma de

parques nacionales o de reservas de la biosfera, aunque

sean denominadas “de papel” resultan eficaces para contener

las tendencias a la desforestación. 1 El solo hecho

de existir un instrumento legal expedido al más alto nivel

—reconocido y asumido públicamente— opera como un

disuasivo a las conductas destructivas, como invasiones,

desmontes, la expansión de actividades agropecuarias y

el uso de artes de pesca de alto impacto ambiental, en el

caso de las ANP marinas. Aunque en México no existe

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

of Parks in Protecting Tropical Biodiversity.

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

science.291.5501.125 (requiere suscripción).

información estadística al respecto, la simple evidencia

documental y la experiencia muestran un panorama similar

al observado en el ámbito global. De ahí que las

afirmaciones que desestiman o desacreditan a las ANP

de papel” sean infundadas.

En igualdad de otras circunstancias, siempre será mejor

un área ecológicamente valiosa decretada como ANP

que otra mantenida en el vacío jurídico, a pesar de que

el decreto sea el único soporte de conservación. Vale la

pena señalar igualmente, que la experiencia en México

corrobora con facilidad esta afirmación: aun pequeños

esfuerzos de aplicación de la ley, de clarificación de los

derechos de propiedad y de compensación a la población

local se correlacionan de manera muy estrecha con incrementos

significativos en la capacidad de las ANP para

conservar los ecosistemas y la biodiversidad. Esto nos

habla de una gran eficiencia o relación beneficio-costo en

las ANP como instrumento de conservación.

Debe subrayarse que, en esencia, las ANP son instrumentos

de regulación en el uso del territorio y de sus

recursos, ya que establecen limitaciones o modalidades

al ejercicio de los derechos de propiedad, las cuales pueden

ser más o menos restrictivas dependiendo del tipo de

declaratoria, de la zonificación y del programa de manejo.

Su aplicación es frecuentemente compleja, en virtud

de que establecen una tensión entre la conservación de

bienes públicos asociados a tierras y recursos naturales, y

distintos regímenes de propiedad.

Crear ANP no es fácil, y requiere no sólo de visión y

compromiso conservacionista, sino de una buena dosis

de habilidades técnicas, jurídicas, y sobre todo, políticas.

De hecho, la dinámica de creación de nuevas ANP es un

indicador preclaro de eficacia en la gestión gubernamental

en materia de medio ambiente.

Primero, es necesario definir zonas o regiones prioritarias

por su valor ecológico y por el riesgo o las presiones

a las que están sometidas. Cada zona o región prioritaria

debe ser caracterizada biológicamente, e identificarse las

formas y conflictos de propiedad de la tierra o el acceso

a los recursos naturales, al igual que los grupos sociales

relevantes, las condiciones socioeconómicas y los

actores e intereses políticos en juego. A partir de ahí es

preciso iniciar un proceso frecuentemente arduo de información,

persuasión y negociación con los municipios

involucrados, con los núcleos agrarios (ejidos y comunidades),

con cooperativas u organizaciones pesqueras (en

el caso de ANP marinas), y en ocasiones con empresas

mineras, con PEMEX y CFE o con operadores turísticos.

Sección: Ensayo

La conservación y una nueva visión del territorio 85


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 83-90

86

Desde luego, es indispensable incorporar a la negociación

a funcionarios estatales y federales del sector agrario,

pesquero, de desarrollo rural, forestal y de gobierno. Se

requiere para ello más que buena voluntad y poderosas

razones técnicas; es exigible un liderazgo claro y una sólida

autoridad.

La fuente primordial de complejidad para crear nuevas

ANP es que siempre hay una tensión entre la conservación

de bienes públicos asociados a tierras y mares, y los

intereses de ejidos, comunidades, propietarios y usuarios

de los recursos naturales. Por otro lado, no es menor la

frecuente resistencia de gobiernos municipales y estatales,

que ven en las ANP —posiblemente con cierta razón

jurídica— una interferencia o imposición federal en sus

jurisdicciones. También, sin razón, tienden a creer que las

ANP son un lastre al desarrollo económico.

Cuando están relativamente deshabitadas, el régimen

de propiedad no representa serios problemas para la

conservación y el manejo de ANP; o bien cuando se trata

de terrenos de propiedad del Estado. Sin embargo, cada

vez es menos probable, sobre todo en países pobres o en

vías de desarrollo, que existan áreas estratégicas para la

conservación de la biodiversidad, ecosistemas, especies o

recursos naturales, relativamente deshabitadas y/o que

tengan una baja densidad de población. Dicho claramente,

en una cada vez mayor proporción de casos, las áreas

estratégicas para la conservación están pobladas y tienen

dueños, que son agricultores o campesinos, ganaderos o

personas o grupos dedicados a la explotación de recursos

naturales. También, en las áreas marinas, hay pescadores

dedicados al aprovechamiento de pesquerías.

Desde luego, con mucha frecuencia, todos ellos poseen

derechos de propiedad —como títulos, concesiones,

permisos u otros menos formales— sobre la tierra y los

recursos. Predominantemente, tales derechos de propiedad

se poseen y ejercen de manera colectiva, principalmente

a través de ejidos y comunidades, en tierra, y de

cooperativas u organizaciones de pescadores libres, en el

mar. Es común que a su interior haya antagonismos, desconfianza,

desconocimiento e intereses divergentes. Esto

aumenta de manera formidable los costos de transacción

en cualquier iniciativa para crear ANP, no obstante que

puedan significar ventajas para muchos actores locales.

Una de estas ventajas para los pobladores o propietarios,

y que no debe ser soslayada, es la exclusión de grupos no

elegibles (por ejemplo, invasores) a ocupar o usar la tierra

o los recursos naturales, o el diseño y aplicación de reglas

de acceso dentro de ejidos, comunidades y cooperativas,

Gabriel Quadri de la Torre

gracias al decreto, organización y vigilancia del ANP.

Consideremos que los habitantes o actores involucrados

en las ANP generalmente obtienen sus ingresos

y posibilidades de subsistencia a través de actividades de

explotación de tierras, mares y recursos naturales. Por lo

regular estas actividades implican desmontes y quemas

de vegetación, destrucción de hábitat, alteración del paisaje,

afectación de cuencas hidrográficas y uso de técnicas

de alto impacto ambiental (como la agricultura a

base de quemas o el uso de ciertas artes de pesca). En

todo ello es factible identificar al menos tres problemas

fundamentales.

• El primer problema, y el más general, es que la actividad

y los intereses a corto plazo de los propietarios o

comunidades locales tiende a contraponerse a intereses

regionales, nacionales —o incluso globales— por

conservar bienes públicos asociados a ecosistemas

naturales.

• El segundo problema es que, tratándose de propieda-

des colectivas, éstas pueden no ser capaces de excluir

a otros actores externos (por lo general, legalmente

no elegibles) que tienden a ocuparlas o a explotarlas

ilegalmente con o sin el consentimiento de los propietarios.

Esto sucede a través de invasiones u ocupaciones

ilegales de predios, de tala ilegal de bosques

y pesca irregular, de desmontes como señal de posesión

de la tierra, y de actividades agrícolas y ganaderas

itinerantes, que llevan consigo la eliminación de

los ecosistemas naturales. Es frecuente que esto suceda

en el contexto de conflictos agrarios, ausencia

de regulación pesquera y de una mala definición de

derechos territoriales de propiedad. Es una situación

de commons externa (entre la comunidad y actores

externos), derivada de un problema evidente de acción

colectiva: los costos de crear instituciones de

exclusión y vigilancia hacia el exterior son elevados

y recaen o se concentran en quienes tomen la iniciativa.

Por su lado, los beneficios son difusos y poco

significativos para cada individuo. Es en este caso en

que puede ser justificable aplicar el pago por servicios

ambientales, como instrumento de conservación

complementario a la declaratoria de ANP.

• El tercer problema (al interior del ejido, la comunidad,

la cooperativa o la organización) se presenta cuando

no existen reglas o instituciones internas que regulen

el acceso a la tierra y/o a los recursos por parte de

cada uno de los integrantes de la comunidad propie-


taria. Es un problema de commons interno. Esta circunstancia

surge por dos causas fundamentales. Una

es la indefinición individual de derechos de propiedad,

que impide la apropiación de rentas y provoca que los

recursos se consideren sólo por su valor de uso actual

y no como activos. Siendo así, se explotan no hasta

el punto en que los costos marginales igualen a los

beneficios marginales, sino mucho más allá, mientras

la explotación sea rentable para cada uno de los participantes,

esto es, hasta donde los costos totales sean

iguales a los beneficios totales. De esta forma, la sobreexplotación

va de la mano con la disipación de rentas.

La otra causa del problema interno de commons

se relaciona con los altos costos de la acción colectiva

necesaria para construir instituciones locales o comunitarias

de regulación y vigilancia del acceso y uso de

los recursos. Nuevamente, los costos recaerían en los

individuos que emprendieran una iniciativa en este

sentido, mientras que los beneficios serían difusos y

colectivos. Esta dificultad sólo tiene posibilidades significativas

de superarse cuando el valor de los recursos

bajo propiedad colectiva es suficientemente alto como

para compensar los costos. En cualquier circunstancia

habría que enfrentar la oposición de individuos o grupos

que al interior de la comunidad se benefician (legal

o ilegalmente) de un acceso ilimitado o privilegiado

a los recursos, como sucede frecuentemente con

los bosques maderables que son propiedad de ejidos y

comunidades. En este caso, podría sugerirse aplicar el

pago por servicios ambientales, con el fin de elevar los

beneficios de la acción colectiva comunitaria, haciendo

que éstos superen a los costos. Igualmente, aquí,

este instrumento sería complementario a la propia declaratoria

de ANP.

Planteadas estas tres cuestiones o problemas, podremos

argumentar que la declaratoria o establecimiento

y operación de un ANP y el uso de otros instrumentos

complementarios (como el pago por servicios ambientales),

ofrece una contribución importante para resolverlos

y para asegurar la conservación de los bienes públicos

que se asocian a ecosistemas naturales:

• El primer problema, de conflicto de bienes públicos

con intereses de los propietarios, lo resuelve el ANP

a través de la regulación o limitación legítima de los

derechos de propiedad, al amparo de la Constitución

y de las leyes aplicables.

• El segundo problema, de commons externo, también

puede superarse gracias al ANP. Ello, en la medida

en que existe un mayor escrutinio, fiscalización y

vigilancia del área por parte de la autoridad, y también,

en la medida en que su manejo contemple la

exclusión efectiva de actores no elegibles o no pertenecientes

a las comunidades cuyas tierras o recursos

naturales han sido incluidas en el decreto correspondiente.

Este factor puede contribuir a hacer aceptable

una declaratoria de ANP sobre las tierras de grupos

sociales, propietarios o comunidades locales. Una explicación

técnica de ello es que el ANP representa la

posibilidad de evitar la disipación de rentas y de aumentar

los ingresos de los habitantes locales.


Si el ANP se complementa con el pago por servicios

ambientales, se puede inducir una acción colectiva

local orientada a excluir a usuarios o actores no elegibles.

Esto es, las comunidades locales involucradas

en un decreto de ANP tendrían el incentivo de convertirse

en vigilantes para impedir el acceso y la explotación

de recursos por parte de extraños.

• El tercer problema, de commons interno, puede igual-

mente solucionarse a través de un ANP, en cuanto

significa que un agente externo (el Estado) se hace

cargo de la regulación del uso del territorio y del acceso

a los recursos por parte de los propietarios o

miembros de la comunidad. Complementado con

un esquema de pago por servicios ambientales, este

problema de commons interno podría resolverse en

la medida en que se elevan los beneficios de la acción

colectiva interna encaminada a regular el acceso

a los recursos por parte de los miembros de la propia

comunidad.

No obstante todas estas ventajas posibles, lo más

probable es que, siendo la conservación el objetivo de un

ANP, su existencia y operación van a estar permanentemente

envueltas en conflictos y tensiones con los propietarios

o comunidades de propietarios. Las regulaciones

que implica la declaratoria entrarán en contradicción con

sus actividades (agricultura, pastoreo, explotación forestal,

cacería, pesca, extracción de flora y fauna). Aunque

las regulaciones que lleva consigo un ANP sean legítimas

y sustentadas en la capacidad constitucional del Estado

de limitar derechos de propiedad en nombre del interés

público, con frecuencia será necesario introducir alguna

transacción compensatoria. Esto, a través de algún instrumento

contractual (como el pago por servicios am-

Sección: Ensayo

La conservación y una nueva visión del territorio 87


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 83-90

88

bientales u otros que comentaremos más adelante) y con

la finalidad de darle viabilidad política al ANP, de hacerla

aceptable para propietarios y habitantes, de reducir los

conflictos, y de compensar con algún sentido de justicia

los costos de oportunidad de la conservación. Tengamos

en cuenta que estos costos son de hecho pagados por

los propietarios o usuarios de la tierra y de los recursos

naturales, quienes a partir del establecimiento del ANP

no pueden seguir explotando a placer la tierra y sus recursos

naturales. Compensar a los propietarios y pobladores

a través de algún instrumento o arreglo contractual será

más necesario cuando exista una limitada vigencia de la

Ley y del orden jurídico, y cuando prevalezcan condiciones

de pobreza y falta de oportunidades —como es habitual

en la zonas rurales de nuestro país. Conviene decir

que una forma de compensación puede ser en ocasiones

el turismo ecológico en ANP, al igual que la atracción de

financiamiento para investigación científica, o bien, para otros

tipos de transacciones compensatorias con los propietarios y

pobladores.

Formalmente, las ANP de interés nacional o federal

se establecen a partir de un decreto presidencial, o en

otros países a partir de una declaratoria del congreso o

del poder legislativo.

OrdEnAMIEnTO ECOLógICO dEL TErrITOrIO

El ordenamiento ecológico del territorio (OET) puede

ser un instrumento de regulación de uso del suelo, o, en

una versión más ligera, un proceso de planeación, o una

matriz de contexto que permita tomar decisiones más

finas sobre el territorio. En cualquier caso, el OET ayuda

a orientar el emplazamiento geográfico de inversiones

en infraestructura física y de actividades productivas

en general, incluyendo el uso de los recursos naturales.

Por cierto, en los hechos, podemos decir que las Áreas

Naturales Protegidas son una versión mucho más sólida

y estricta de OET, y con fines explícitos de conservación.

Es útil visualizar al OET como un instrumento de

segundo piso en el cual se insertan de manera coherente

regulaciones territoriales más específicas, como sería

el caso de los planes o programas de desarrollo urbano

en municipios y las propias licencias de uso del suelo y

de construcción, y desde luego, la evaluación de impacto

ambiental de proyectos. Lo ideal sería contar con un

OET primero, y después diseñar y aplicar los programas

municipales o locales, y tomar decisiones en materia de

evaluación de impacto ambiental. Se trataría de un jue-

Gabriel Quadri de la Torre

go de instrumentos a distinta escala aunque coherentes

entre sí. Podemos imaginarlos como mapas unos dentro

de otros de manera fractal. Por ejemplo, si en un OET

regional se contempla la existencia de una zona de uso

urbano, el programa municipal (dentro de esa zona de

uso urbano) especificaría alturas, densidades y tipos de

uso, y también, zonas verdes y de reserva.

Además de ser el OET un instrumento de planeación

o normativo básico o de segundo piso, es ideal también

para prever impactos acumulativos sobre el territorio y

los ecosistemas. Tengamos en cuenta que la mayor parte

de los instrumentos de política pública inciden sobre

actividades o proyectos en lo individual, sin llegar a

considerar las capacidades de carga de los ecosistemas,

del territorio o de sistemas biofísicos importantes como

cuencas hidrológicas, costas y cuencas atmosféricas. Se

sabe que cada actividad o proyecto, en sí mismo, puede

no tener implicaciones ambientales que impidan su

aprobación, sin embargo, cuando su número e incidencia

sobre una determinada región se incrementa más allá de

ciertos límites, los impactos agregados o acumulativos

pueden comprometer seriamente el equilibrio y la integridad

ecológica.

El OET se basa en la determinación del potencial del

territorio terrestre y marino, en función de un posible uso

agrícola, ganadero, industrial, pesquero, forestal, urbano,

de desarrollo turístico, para infraestructura o para conservación.

El uso potencial de referencia consiste en determinar

la capacidad de usar unidades territoriales y sus ecosistemas

sin riesgo de degradación, y debe fundamentarse en

un análisis de los intereses públicos frente a los legítimos

derechos de propiedad, las necesidades de desarrollo y la

dinámica de los mercados relevantes. Todo ello introduce

la necesidad de definir unidades territoriales o áreas de estudio

desde una perspectiva física, ecológica, hidrológica,

económica y política o jurisdiccional, y también, tener muy

presentes las modalidades y regímenes de propiedad de la

tierra en cada unidad territorial.

La base del OET debe ser una regionalización ecológica

a diferentes escalas del territorio nacional, por

ejemplo, con base en zonas ecológicas como lo pueden

ser: árida, templada, trópico seco y trópico húmedo. A su

vez, estas grandes zonas pueden subdividirse en provincias

ecológicas, que por su parte se integran por unidades

territoriales geográficas bien definidas en el ámbito

terrestre y costero o marino. Con esta base cartográfica

el OET se estructura en función de variables como clima,

fisiografía, geomorfología, hidrología, vegetación, edafo-


logía, grado de conservación y valor de los ecosistemas

naturales, y propiedad de la tierra. Una vez identificadas

las características de la unidad territorial geográfica en

términos de las variables mencionadas, se procede en ella

a definir políticas de uso que pueden estar orientadas al

desarrollo o aprovechamiento, a la conservación o incluso

a la restauración.

Es preciso advertir que las políticas públicas orientadas

a la regulación de los usos del suelo, como es el caso

del OET, pueden ejercer gran influencia sobre el valor de

las propiedades; por ejemplo, si el OET limita los derechos

de propiedad restringiendo el alcance, tipo y densidad de

desarrollo factible de llevarse a cabo en una propiedad determinada,

reduciendo así su valor. Sin embargo, también

el OET puede incrementar el valor de las propiedades. Un

ejemplo concreto de ello es el caso de terrenos susceptibles

o autorizados a urbanizarse y que son adyacentes

a las superficies bajo estatuto de conservación, o a zonas

destinadas a infraestructura de acceso, como autopistas.

Estos terrenos no sólo conservan plenamente su valor

comercial, sino que lo incrementan por la plusvalía vinculada

a las áreas protegidas circundantes o a la infraestructura

por construirse en las inmediaciones.

Lo anterior ilustra la necesidad de identificar cuáles

decisiones de política ambiental reducen el valor de la

propiedad y cuáles lo incrementan, con el fin de acompañarlas

o de soportarlas, cuando sea conveniente, con

acciones de captura de rentas o plusvalías, o con medidas

contractuales o transacciones compensatorias.

A pesar de sus virtudes, el OET enfrenta problemas

graves para su declaratoria en instrumentación. El primero

de ellos es que, de acuerdo con el Artículo 115

Constitucional, son los municipios quienes tienen las facultades

para regular los usos del suelo en su jurisdicción,

y no una dependencia del Ejecutivo Federal, como es el

caso de la autoridad ambiental nacional. Sólo en el mar

o en las zonas federales marítimo-terrestres posee el gobierno

facultades para formular e instrumentar un OET.

Las oportunidades reales de aplicar un OET en México

en el territorio nacional terrestre son muy escasas. Vale la

pena enumerar algunas razones:



Hay dificultades palpables de coordinación entre los

gobiernos federal, estatal y municipal, dado el clima

de pluralidad y aún antagonismo políticos que hoy

prevalece en el país.

Aún en caso de llevarse a la práctica el OET, por medio

de un esquema de concurrencia entre el Gobierno





Federal y los municipios, los costos de negociación,

aplicación y fiscalización (costos de transacción)

pueden ser muy altos.

El OET tendría que ser expedido legalmente por los

municipios (y/o tal vez por los estados), y no siempre

existen los instrumentos jurídicos adecuados para

ello a nivel local.

La mayor parte del territorio nacional corresponde a

propiedades colectivas (ejidos y comunidades) en

donde, como todos sabemos, es difícil hacer prevalecer

el orden jurídico, especialmente en materia ambiental

y de recursos naturales.

En realidad, el OET sólo sería aplicable en terrenos

con derechos de propiedad bien definidos de manera

individual, en regiones social y políticamente homogéneas,

con alguna actividad económica predominante

fácil de regular y monitorear, y con actores bien

informados e interesados en este instrumento (por

ejemplo, el corredor Tulum- Cancún).

Además, para una aplicación viable del OET, es indis-

pensable que represente beneficios superiores a los

costos de formularlo e instrumentarlo, lo cual no es

muy claro ni frecuente. Esto significa que, aunque haya

perdedores, es importante que un grupo significativo

de actores perciba en el OET la oportunidad de rentas

o plusvalías. Un ejemplo es el desarrollo turístico, que

se beneficia de la calidad y de los valores escénicos,

paisajísticos y ecológicos que le puede allegar el OET.

Por estas razones, es muy restringida la utilidad práctica

del OET en México, fuera del territorio marino y de

las zonas federales marítimo-terrestres. En la mayor parte

de los casos se limita a ofrecer un instrumento de planeación

y apoyo a las decisiones de autoridades federales,

estatales y municipales. Su relevancia como instrumento

de regulación se limita a regiones en donde rija el estado

de derecho, y existan los suficientes consensos sociales y

políticos sobre sus ventajas.

Las limitaciones que tiene el OET como instrumento

de política esgrimido desde el gobierno federal no deben

aceptarse de manera resignada. Es importante analizar

posibilidades constitucionales para darle al Estado capacidades

más claras y útiles de tutelar y proteger valores

ecológicos, escénicos o históricos extraordinarios, sin que

las facultades de los gobiernos locales u otros intereses se

interpongan como obstáculos definitivos. Existen experiencias

atendibles en esta materia en países con régimen

federal, como los Estados Unidos, en donde a través de

Sección: Ensayo

La conservación y una nueva visión del territorio 89


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 83-90

90

la conjugación de diversos instrumentos de política ambiental

y sólidas iniciativas y capacidades de gestión en

el gobierno, ha sido posible ordenar, conservar y regular

grandes extensiones territoriales en las que están en

juego importantes intereses públicos relacionados con la

biodiversidad, el paisaje y la identidad nacional. 2

COnCLuSIón

La historia agraria de México impone retos extraordinarios

para una gestión del territorio equilibrada, que

optimice las modalidades de uso del suelo a partir de

preferencias sociales y necesidades elementales de sustentabilidad.

Agudiza el conflicto entre los intereses

públicos sobre el territorio y los derechos de propiedad

privada en ejidos, comunidades o pequeñas propieda-

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

Gabriel Quadri de la Torre

des. Resolver el conflicto para establecer el balance indispensable

exige, por un lado, la aplicación eficaz de

instrumentos de regulación y planeación, como son

las áreas naturales protegidas y el ordenamiento ecológico

del territorio, abordados ambos en este artículo.

Pero, por otro lado, exige también con frecuencia, cubrir

los costos de oportunidad de la tierra al destinarla, por

ejemplo, a la conservación. Desde una óptica moderna

y eficiente, es preciso en estos casos echar mano

de otros instrumentos que llamaríamos contractuales o

compensatorios, que implican una transacción económica

entre el Estado y los propietarios. Es fundamental

analizar estas posibilidades de política pública de manera

integrada, y con aproximaciones específicas a las

distintas condiciones sociales, institucionales, económicas,

y ecológicas del territorio nacional.


InTrOduCCIón

La guerra del agua en Cochabamba:

un caso de palabras que hablan mal

Juan Barrera Cordero 1

Resumen

El intenso debate ideológico en torno a la privatización

del agua ha oscurecido algunas lecciones fundamentales,

en particular aquéllas relativas al uso político de la

carga simbólica del agua. Por otra parte, las políticas de

“privatización del agua” como recurso para el desarrollo

de infraestructura, han resultado inadecuadas para manejar

los aspectos culturales involucrados en la gestión

de los recursos hídricos. El texto a continuación propone

un enfoque conceptual alternativo, como marco

de referencia para la elaboración de políticas de gestión

del agua.

Palabras clave

Agua y cultura, privatización, simbolismo del agua, uso

político del agua

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

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

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

La “guerra del agua” en Cochabamba constituye el fracaso

más dramático entre los proyectos de privatización

del agua en América Latina. Esta afirmación está basada

en las amplias resonancias mediáticas del caso, que

en su momento fue llamado “una lucha de David contra

Goliat” y que tuvo todas las características noticiosas

Abstract

The ideological debate over the privatization of water

has obscured some key lessons, particularly with regard

to the political use of the symbolism of water. On the

other hand, policies of privatization of water as a resource

for infrastructure development, have proved inadequate

to handle the cultural aspects involved in the management

of water resources. The text below suggests

an alternative conceptual approach, as a framework for

developing policies for water management.

Keywords

Water and culture, privatization, water simbolism, political

use of water.

para recibir una cobertura exitosa en los medios masivos

de información a nivel global. Para algunos observadores,

Cochabamba representó “una gran victoria popular

contra las fuerzas de la globalización neoliberal” (Lobina

2000). Otros analistas destacaron en cambio que “la

verdadera tragedia es que tras cinco años de lucha, los

Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 91-100

Investigación ambiental 1(1), 2009 91


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 91-100

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cochabambinos aún carecen de un adecuado servicio de

agua potable”, y finalmente hay quien sostiene que, en

ausencia de inversiones privadas, “ésta será la situación

predecible, no únicamente para ellos, sino para cerca de

130 millones de latinoamericanos” (Forero 2005). Este

debate álgido y ampliamente publicitado, convirtió al episodio

de Cochabamba en un media-star, mientras que

las lecciones perdurables de este suceso aún esperan a

ser comprendidas y asimiladas.

En lo que sigue, sostendré que el caso de

Cochabamba fue una protesta social enmarcada en términos

culturales indígenas, en la que el uso del agua

como un poderoso símbolo político tuvo una función

central; por otra parte, mostraré que el proyecto de

privatización de los servicios de agua potable fue diseñado

desde el contexto político de las organizaciones

financieras internacionales, sin atender al desarrollo de

un asidero adecuado en las necesidades y valores de

la comunidad local. Desde esta perspectiva, el caso de

Cochabamba resultó ante todo un desencuentro entre

dos órdenes de discurso. Intentaré demostrar que la naturaleza

subyacente de este conflicto no se encuentra

circunstancial o regionalmente constreñido, sino que,

en general, los proyectos de manejo privado de recursos

hídricos para el servicio público enfrentan importantes

obstáculos, relacionados con la carga simbólica

del agua. Comprender cuándo y cómo pueden hacerse

presentes estos obstáculos puede ayudarnos a construir

fundamentos más sólidos para las políticas de desarrollo

de infraestructura. Para alcanzar este último objetivo,

puede ser necesario realizar algunos cambios significativos

en los valores centrales de las estrategias de “privatización”

y las “alianzas público-privadas”.

PrIVATIzACIón dEL AguA, TEndEnCIAS

y FrACASOS En AMérICA LATInA

La Conferencia de Dublín sobre el Agua y el Ambiente,

de la Organización Meteorológica Mundial, WMO, en

1992, fue probablemente el momento en que una nueva

perspectiva sobre el agua y el desarrollo tomó carta de

naturalización en las políticas de las agencias internacionales.

En esta conferencia, el papel de los mercados fue

resaltado como una herramienta para el desarrollo, y el

cuarto principio en las resoluciones finales, estableció:

“El agua tiene un valor económico, en todos y cada uno

de sus usos en competencia, y en consecuencia debe ser

reconocida ante todo como un bien económico (…) En

Juan Barrera Cordero

el pasado, el error de no reconocer un papel central al valor

económico del agua ha conducido a dilapidar y a usar

el recurso en forma dañina para el ambiente. Manejar el

agua como un bien económico es una estrategia importante

para lograr su uso equitativo y eficiente” (WMO

1992).

Posteriormente, a lo largo de la década de los 90, la

privatización del agua se convirtió en una política impulsada

por el Banco Mundial (BM) y el Fondo Monetario

Internacional (FMI) así como por diversos organismos

financieros regionales y bilaterales. Como política, la privatización

se ubica grosso modo entre las “reformas económicas

neoliberales”, y fue frecuentemente incluida en

los paquetes de “ajuste estructural” y de “terapia de choque”,

prescritas a diversos países por el BM y el FMI. En

este entorno político, los proyectos de privatización se

multiplicaron hasta alcanzar un máximo hacia 1997, y a

partir de entonces comenzaron a declinar, probablemente,

como consecuencia de las crisis financieras del sureste

de Asia, de Brasil y de México (Budds, 2003). Destacan

algunos aspectos generales de este proceso.






Como se mencionó, las políticas de privatización han

sido fuertemente apoyadas por los principales organismos

financieros internacionales.

Cerca del 80% del mercado se ha concentrado en

unas cuantas corporaciones multinacionales: Suez,

Veolia (anteriormente conocida como Vivendi),

Thames y Saur (Budds, 2003).

Tanto el alcance como los beneficios de los proyectos

han resultado menores a lo esperado.

Un debate altamente ideologizado se ha presentado

entre los defensores de la acción del estado y los promotores

de las fuerzas del mercado con amplia cobertura

en los medios.

Aunque se han visto mayormente como casos aislados,

es un hecho que han ocurrido graves conflictos

políticos que ocasionalmente han culminado en la

ruptura de contratos.

No obstante, los proyectos de privatización se han

extendido sobre cuatro continentes, con Latinoamérica

ocupando un lugar central en este escenario de acuerdo

con las siguientes cifras.

La elevada participación de Latinoamérica en este

mercado puede explicarse parcialmente por los siguientes

factores:


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

Países de América Latina

con participación privada

A La existencia en esta región de un número importante

de localidades de ingreso y tamaño medios, que

resultan muy funcionales a la estrategia de inversión

de las corporaciones, la cual ha sido descrita como

“pizcar cerezas” (cherry picking).

B El rápido crecimiento de antiguas y nuevas áreas urbanas,

principalmente como consecuencia de las migraciones

rurales, con el subsiguiente incremento de

las necesidades de infraestructura y servicios.

C La consolidación relativamente alta de las firmas locales

de ingeniería, que facilita la formación de consorcios,

los cuales son preferidos tanto por las corporaciones

(como estrategia de imagen y para protección

de responsabilidades legales), como por los gobiernos,

por diversas razones políticas y económicas.

D La aplicación de alianzas público-privadas y otros esquemas

contractuales innovadores, como cooperativas

y joint-ventures.

Sin embargo, y a despecho de estos factores,

Latinoamérica es también la región donde los proyectos

de privatización han encontrado oposición significativa y

han ocurrido sonados fracasos.

En términos generales, estos fracasos han seguido un

guión semejante. En sus inicios se han caracterizado por

altas expectativas, tanto de los inversionistas como del

Número de proyectos Inversiones (USD x

109, 2001)

Cantidad 15 100 20.7

Fracción del mercado

global

35% 49% 52 %

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

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

Ciudad Compañía Periodo contractual

(años)

Buenos Aires,

Argentina

Aguas Argentinas

(Suez, Vivendi)

Tucumán, Argentina Aguas del Aconquija,

(Vivendi)

La Paz-El Alto,

Bolivia

Aguas del Illimani

(Suez)

Cochabamba, Bolivia Aguas del Tunari

(Bechtel)

público, y en consecuencia han recibido fuerte soporte político,

dentro y fuera del país. El proceso ha pasado usualmente

a una desilusión temprana y luego a una creciente

lucha de posiciones, con amplia cobertura en los medios,

hasta llegar eventualmente al punto de ruptura. Al menos

en un caso, Buenos Aires 2004, la decisión de ruptura fue

iniciada unilateralmente por la compañía contratada.

LA guErrA dEL AguA En COChAbAMbA,

hEChOS ESEnCIALES

Es un hecho bien conocido que, como parte de las condicionantes

de un préstamo del FMI a Bolivia, en 1998,

las autoridades nacionales aceptaron privatizar todas

las empresas públicas remanentes en el país, entre las

cuales se encontraba la compañía operadora del agua

en Cochabamba, conocida como Servicio Municipal de

Agua Potable, SEMAPA.

Un año más tarde, en septiembre-octubre de 1999, y

en medio de negociaciones cerradas, el gobierno boliviano

subastó la operación del sistema de agua potable en

esta ciudad. La subasta tuvo un ponente único: la compañía

“Aguas del Tunari”, un consorcio formado por dos

socios bolivianos menores, y la “International Water Co.”,

una empresa británica cuya propietaria era la Bechtel

Corporation, como socio mayoritario.

Fecha de inicio Fecha de término

30 Mayo 1993 Marzo, 2006

30 Mayo, 1995 Octubre, 1998

30 Julio, 1997 Diciembre, 2006

40 Septiembre, 1999 Abril, 2000

Sección: Ensayo

La guerra del agua en Cochabamba 93


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 91-100

94

Después de la subasta, el consorcio recibió un contrato

por 2.5 billones de dólares y derechos de concesión

por 40 años para proveer servicios de agua potable y alcantarillado

a la población de Cochabamba. Ese mismo

mes, el congreso boliviano aprobó una ley (la ley 2029)

denominada “Ley de agua potable y saneamiento”, que

obligaba a los residentes a pagar el costo del agua en su

totalidad, y otorgaba al consorcio derechos plenos sobre

los recursos hídricos, incluido el acuífero.

Desde los días previos a la firma del contrato de

Aguas del Tunari, las cooperativas de riego de los campesinos,

conocidos como “regantes”, que trabajaban con

base en un esquema tradicional para la asignación de los

derechos, habían comenzado a reunirse con un grupo

de profesionales y ambientalistas denominado “Pueblo

en Marcha” (PUMA), para examinar en forma conjunta

las condiciones del proyecto de privatización y sus

consecuencias.

El consorcio inició operaciones en noviembre de

1999, y tan sólo pocas semanas más tarde se presentaron

las primeras señales de descontento social. Había

sido pactado desde el comienzo del contrato un incremento

de 35% en la tarifa del agua; sin embargo, esta

decisión y otras acciones administrativas de la compañía

se sumaron para producir un impacto mucho mayor en

los cobros, alcanzando en algunos casos hasta el doble y

el triple de los cargos que venían pagándose, y elevando

las facturas hasta un 25% del ingreso promedio de los

ciudadanos de Cochabamba. Los usuarios locales unieron

entonces fuerzas con los “regantes” y los comités

urbanos, y así nació la “Coordinadora para la defensa del

agua y de la vida”, mencionada de aquí en delante como

“La Coordinadora”, dirigida por un antiguo obrero y líder

sindical llamado Óscar Olivera, quien andaba entonces

por los 46 años.

En enero del año 2000, tuvieron lugar las primeras

protestas activas, todavía pacíficas. Se declaró una huelga

general y los activistas erigieron barricadas en diferentes

rumbos de la ciudad. La ciudad de Cochabamba

quedó paralizada durante cuatro días. Estas protestas

iniciales comenzaron a generalizarse en el interior del

país, involucrando tanto pequeñas poblaciones rurales

como importantes ciudades. Las protestas fueron impulsadas

por el contexto de inquietud política permanente,

la elevada tasa de desempleo y la situación económica

general del país. Los choques de las clases populares

con la policía se hicieron crecientemente violentos, y

las autoridades perdieron rápidamente el control de los

Juan Barrera Cordero

cuerpos antimotines, quienes comenzaron utilizando

gas lacrimógeno, pronto pasaron a usar balas de goma y

al final abrieron fuego contra la multitud.

En febrero de 2000, Jim Schultz, un corresponsal

del “Pacific News Service” de San Francisco, CA, comenzó

a redactar extensas crónicas sobre los eventos en

Cochabamba, y se convirtió en un actor clave para incrementar

su atractivo y atraer la atención de los medios de

todo el mundo.

En marzo, La Coordinadora realizó un plebiscito extraoficial

cuyo resultado arrojó una mayoría abrumadora

de rechazo al proyecto de privatización (97% de cerca

de 50,000 votos). El gobierno boliviano, sin embargo,

rechazó establecer diálogo y negociar el curso de acción.

Para principios de abril, después de una breve detención

del líder de la Coordinadora, cuando había sido llamado

a negociaciones, fue declarada la ley marcial, los

activistas comenzaron a ser arrestados sin garantías y se

restringieron las libertades de tránsito. Durante un mítin

en la plaza central de Cochabamba, un estudiante adolescente

fue asesinado por un capitán del ejército boliviano

y docenas de personas recibieron heridas de bala.

Como resultado de las últimas movilizaciones, la alianza

entre los políticos locales, los oficiales del Banco Mundial

y los representantes de la empresa se vio rota, cuando estos

últimos huyeron a la ciudad de Santa Cruz, y posteriormente

volaron fuera del país. El gobierno boliviano firmó

entonces un acuerdo con La Coordinadora, reconociendo

el retiro de Aguas del Tunari, otorgando el control de la

operadora SEMAPA a la coalición popular, y ofreciendo la

liberación de los activistas detenidos y la derogación de la

ley de agua potable y saneamiento 2029.

Los analistas más cuidadosos coinciden en que el

conflicto de Cochabamba fue fundamentalmente consecuencia

de un proyecto pobremente diseñado, así como

de la falta de transparencia y participación social durante

la gestión del proceso político y la asignación del contrato.

Un factor adicional fueron los términos asimétricos

del convenio que, en un contexto de incertidumbre política

y económica, sobrepasaron la capacidad regulatoria

del gobierno (Vargas, 2002).

Por otra parte, varios estudios han destacado la importancia

del contexto social en el que un movimiento

popular emergió y se consolidó rápidamente como una

organización territorial, que fue capaz de amalgamar grupos

de interés que en cualquier otro escenario hubiesen

mantenido actitudes y perspectivas divergentes (Spronk,

2006).


La emergencia de esta coalición territorial constituye

indudablemente el rasgo individual más destacado

del conflicto entre el consorcio “Aguas del Tunari” y la

“Coordinadora por la Defensa del Agua y de la Vida”. Por

otra parte, este factor es insuficientemente explicado por

lo que la mayoría de los analistas coinciden en mencionar

como causas inmediatas del conflicto. Descritos en forma

sucinta, estos “disparadores” fueron los siguientes:

a El incremento inmediato en las tarifas, que superó la

capacidad de pago de la mayoría de los usuarios.

b La abusiva cláusula en el contrato que otorgaba al

consorcio derechos exclusivos sobre todos los recursos

hídricos, incluyendo aquéllos que nunca habían

sido detentados ni operados por la operadora

SEMAPA, sino desarrollados y manejados directamente

por las cooperativas de agua en los barrios.

c El cobro del agua y las restricciones a las cooperativas

de “regantes”, que trabajaban en un mercado

informal basado en derechos tradicionales; como vía

de ejemplo: las consideraciones de la Ley 2029 y los

términos de la concesión al consorcio, eventualmente

negaron a estas cooperativas incluso el derecho a

perforar sus propios pozos (Vargas, 2002).

Desde esta perspectiva, el fuerte impacto de los términos

de la concesión a la empresa Aguas del Tunari

sobre los esquemas tradicionales y socialmente administrados

de derechos sobre el agua constituyó un factor

clave para la movilización de grandes grupos de usuarios.

Sin embargo, la verdadera cuestión es explicar por qué y

cómo esos grupos inicialmente movilizados encontraron

tierra fértil para consolidarse en un amplio movimiento

de manera rápida y efectiva.

AguA E IdEnTIdAd POLíTICA IndígEnA

Uno de los principales factores de este entorno favorable

para la movilización popular fue la dinámica demográfica

que ocurrió en Cochabamba a partir de los años 70,

la cual llevó a cuadruplicar la población de esta ciudad

al arribar al año 2000 (Finnegan 2002). La mayoría de

los inmigrantes fueron campesinos de las zonas rurales

circunvecinas o antiguos mineros procedentes de la zona

del “Altiplano” (la región en Bolivia donde están localizadas

las minas de estaño); el efecto neto de la llegada

de estos inmigrantes a los asentamientos periféricos de la

ciudad fue generar una mezcla de identidades étnica y de

clase, que a su vez modificó la cultura organizacional de

los barrios. Un resultado fundamental de estos cambios

demográficos fue el fortalecimiento de la identidad indígena,

y como consecuencia la religión y cultura indígenas

fueron más y más capaces de jugar un papel central en las

actitudes y conductas de estas legiones de nuevos pobladores

de los suburbios (Spronk, 2006).

Los cambios demográficos y culturales permitieron

vincular la problemática local del agua con la dinámica del

proceso democrático multicultural que estaba ocurriendo

en Bolivia, cuyo origen puede trazarse hasta la Ley de

Participación Popular, de 1994, y la reforma a la legislación

agraria, de 1996. Ambas leyes se construyeron en

gran medida con base en los modelos de participación y

cultura indígenas, y de hecho otorgaron estatus legal a

las organizaciones políticas populares. Estas organizaciones

populares, a su vez, daban un lugar preponderante a

los derechos jurisdiccionales de naturaleza colectiva y hereditaria

sobre los recursos naturales. En esta perspectiva,

la comunidad se constituye como titular de derechos

soberanos sobre el aire, el agua, la tierra y los recursos

del subsuelo, dentro de los límites de lo que considera su

dominio o “territorio” (Albro 2006).

Para ilustrar el impacto que estos factores culturales

pueden ejercer sobre el imaginario colectivo, puede

ser útil describir el ritual conocido como “yaku-cambio”

(yaku significa agua en Quechua, mientras que “cambio”

en español significa tanto transformación como intercambio,

por lo que una traducción posible sería “transformación

a través del intercambio de agua”). “Yaku-cambio”

es un ritual para atraer la lluvia que los pueblos Quechua

realizan en los años de sequía, durante el cual los miembros

de la comunidad intercambian porciones de agua recolectadas

en diferentes regiones de la provincia. El simbolismo

ceremonial está orientado a reforzar la identidad del grupo

y la unidad del pueblo con la tierra y el agua, enfatizando

la propiedad comunitaria de los recursos naturales, y realizando

una recreación y balance simbólicos de la estructura

social del grupo. La ceremonia también ayuda a construir

lazos de solidaridad y a mantener unida la comunidad en los

periodos de sequía, cuando la escasez del líquido estimula

las actitudes y conductas competitivas (Sikkink 1997).

En los días previos a la ceremonia, los miembros de

la comunidad reúnen agua, así como hierbas medicinales,

pescado seco, plumas y conchas, para simbolizar todo el

orden de cosas en el que el agua se encuentra imbricada.

Durante el ritual, los danzantes mezclan e intercambian

sus porciones de agua, y luego las esparcen sobre la tie-

Sección: Ensayo

La guerra del agua en Cochabamba 95


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 91-100

96

rra. El agua se hace circular a través de la asamblea comunitaria

de una manera análoga a la circulación continua

que el elemento mantiene en el entorno natural. A través

de este proceso, se efectúa una recreación simbólica de

la comunidad y se espera alcanzar el cambio buscado en

el clima (Sikkink 1997).

En la guerra del agua en Cochabamba, la coalición popular

barrió el campo político en una forma tan drástica

que al final del conflicto el congreso de Bolivia emitió una

nueva legislación que reconocía las prácticas comunitarias

tradicionales y protegía los sistemas de abastecimiento de

agua independientes. Esta nueva legislación, si bien fue una

victoria resonante en términos simbólicos, aún no ha sido

completamente implementada (Finnegan, 2002).

Al llegar a este punto conviene clarificar que mi propósito

no es sugerir que la ceremonia ritual “yaku-cambio”

constituyó una causa suficiente para la creación

de una coalición popular que posteriormente se opuso

con éxito a los objetivos del consorcio internacional y

del gobierno de Bolivia. Mi intención, en cambio, es

mostrar que la cultura es un asunto importante, de hecho

muy importante, incluso en cuestiones donde su

influencia, hasta ahora, ha sido más bien insospechada,

como es el caso de los proyectos de desarrollo de infraestructura

hidráulica.

PrIVATIzACIón y OTrOS

COnCEPTOS POLíTICOS

Si detrás de las revueltas indígenas contra las políticas

gubernamentales podemos adivinar la sombra de un conflicto

entre concepciones culturales divergentes, ¿qué es

lo que yace detrás de la promoción de políticas de manejo

privado de los recursos naturales? Para responder

esta pregunta es necesario mirar más de cerca las resonancias

semánticas de conceptos como “privatización” y

“alianzas público privadas”, que se han empleado en este

contexto.

La tabla 3, en la página siguiente, resume un conjunto

de hallazgos sobre los significados del término “privatización”;

se incluye un examen similar para el caso de la

expresión “alianzas público privadas”, ya que ésta suele

utilizarse como un sinónimo de “privatización”, o en

ocasiones como un eufemismo para ciertos arreglos privatizadores.

Es conveniente adelantar que los diferentes

usos de la expresión “alianzas público privadas” pueden

traslaparse e igualmente admitir que algunas descripciones

pueden resultar polémicas. La entrada principal del

Juan Barrera Cordero

diccionario Webster para la palabra “agua” se incluye

para efectos de contraste y comparación.

Nuevamente, es adecuado detenerse para reconocer

que el diccionario Webster contiene 137 entradas para

“agua”, lo que estoy tratando de comparar no es el número

de acepciones, sino su carácter claro y concreto, mejor

que vago o difuso. En cada una de estas 137 acepciones

reconocidas el referente denotativo para “agua” es: “el líquido

que cae de las nubes, corre en arroyos y ríos, forma

lagos y mares, y cuya fórmula química es H 2 O”.

Lo que se hace evidente, es que las expresiones “privatización”

y “alianzas público privadas” cubren una

amplia variedad de arreglos organizacionales, que tienen

su origen mayoritariamente en contextos políticos y sociales

bien alejados de los pueblos y culturas en los que

se busca hacer funcionar los esquemas de privatización.

Los aspectos más relevantes de esta feria de terminología

son su origen en el cuerpo de conocimientos abstractos

de la ciencia económica, y su posterior vida como

conceptos ideológica y políticamente disputados en el

mundo real. La naturaleza polémica de estos conceptos y

su aplicación controvertida constituyen la tierra fértil en

la cual creció el ruidoso debate mediático entre los defensores

de las políticas privatizadoras y sus descontentos.

En breve, lo que existe detrás de las políticas privatizadoras

es, en el mejor de los casos, una discusión sofisticada

entre economistas acerca del papel que sus teorías

pueden jugar en los problemas de gobernanza, y en el

peor, un debate ideológico entre fundamentalistas del

capital contra fundamentalistas del estado.

Mi intención aquí no es sugerir que todo este asunto

es pura palabrería, o que el tema carece de seriedad; por el

contrario, la primera lección de un debate conceptual es

que las palabras importan, y en realidad importan bastante.

Lo que busco destacar es la naturaleza contrastante de las

cuestiones retomadas por la palabra “agua” en el discurso

de los habitantes de Cochabamba, y aquéllas referidas por

la ciencia económica cuando discute acerca de “esquemas

de privatización” y “alianzas público privadas”.

Hemos visto cómo el pueblo de Cochabamba ciertamente

no consideraba el agua como una mercancía

para ser vendida, sino como un bien común que debe

manejarse en concordancia con creencias y prácticas ancestrales

(Spronk, 2006). En agudo contraste con esta

forma simbólica de concebir la relación de la comunidad

humana con el agua, el consorcio Aguas del Tunari indudablemente

dedicó muy poco tiempo a pensar quiénes

eran y cómo pensaban los presuntos clientes de su futura


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

Privatización 1 Alianzas público privadas, APP 2 Agua

La privatización denota una variedad de

prácticas orientadas por la lógica de mercado,

cuyo propósito es controlar el crecimiento

de las agencias de gobierno y crear una diferencia

significativa en ciertos valores clave

de las organizaciones, como es el caso de la

eficiencia

Las prácticas privatizadoras de hecho existen,

sin embargo, su significado último es motivo

de polémica. Sus impactos, importancia y

deseabilidad son objeto de debate

Privatizacion es un término que enmascara

una cantidad de realidades, que de hecho

resultan opuestas a sus pretendidos valores:

a) los rentistas privados sustituyen a los

burócratas rentistas que buscan eliminar; b)

el carácter público de un bien o servicio no

depende del arreglo organizacional que proporciona

el servicio; c) la privacidad es una

realidad que tiende a disminuir en una sociedad

en la que la privatización crece

Privatización se convierte en un término

auto-referente, empleado en el contexto de

discursos abstractos junto con una cantidad

de abstracciones semejantes. La palabra

privatización carece de un referente concreto

en el mundo real

1 Adaptado de Miller & Simmons, 1998

2 Adaptado de Linder, 1999.

empresa en Cochabamba. Los ejecutivos de la compañía

eran ingenieros recién llegados al país, y el director

designado llegó a declarar que si la gente no pagaba sus

facturas, el servicio simple y llanamente sería suspendido

(Finnegan, 2002).

Una evidencia adicional de la naturaleza divergente

de estos discursos la proporcionó el hecho que, después

del conflicto, los representantes del Banco Mundial nun-

APP como reforma de gerencia: Una herramienta

innovadora para transformar las

dependencias de gobierno, con base en el

modelo de las prácticas empresariales. La

premisa esencial es que las habilidades necesarias

para encontrar nuevos mercados,

incrementar la productividad, y superar a la

competencia, pueden mejorar el desempeño

de los gobiernos

APP como cambio de problema: un enfoque

que permite a los oficiales de gobierno reformular

los problemas que enfrentan, de manera

que puedan ser atractivos para la participación

del capital privado que busca beneficios

APP como regeneración moral: una práctica

que introduce a los funcionarios públicos en

la lógica de las actividades empresariales, con

objeto de fortalecer su carácter y estimular

sus habilidades para la resolución creativa de

problemas

APP como desviación del riesgo: una alternativa

para atraer capital privado en proyectos

de infraestructura y en otras actividades

intensivas en capital . En esencia, un conjunto

de estrategias para lograr la participación del

capital y/o expertise del sector privado en

actividades potencialmente lucrativas.

APP como reestructuración del servicio público:

un arreglo para aliviar la carga burocrática

en el desempeño de ciertas actividades, y para

desregular las relaciones laborales mediante la

sustitución de empleados públicos, por fuerza

de trabajo del sector privado

APP como instrumento para compartir recursos:

un arreglo que reformula la relación entre

las empresas y el gobierno, sustituyendo el

comando-y-control, por la cooperación, y la

distribución de responsabilidad, conocimiento

y riesgos

El líquido que desciende de las nubes, forma

ríos, lagos y mares, y es el constituyente principal

de toda la materia viviente; que cuando

es puro es inodoro e incoloro, y muy escasamente

compresible; cuya fórmula química es

H2O, que tiene apariencia azulada cuando

se encuentra en capas profundas, que congela

a 0 °C, hierve a 100 °C, tiene densidad

máxima a 4 °C, y un elevado calor específico;

que se encuentra débilmente ionizado en

iones hidronio e hidroxilo; que es un pobre

conductor de la electricidad y es el líquido que

más sustancias disuelve (Merriam-Webster

on-line dictionary)

ca más se reunieron con los líderes de La Coordinadora.

Cuando el tema de la privatización quedó fuera de la

discusión, perdieron todo interés ulterior por el agua

(Finnegan, 2002). Por otra parte, y de acuerdo con todos

los reportes, los cochabambinos nunca consideraron

elaborar un plan B para financiar su compañía operadora

de servicios (SEMAPA), únicamente se dieron por satisfechos

con exclamar: ¡Ganamos: el agua es nuestra!

Sección: Ensayo

La guerra del agua en Cochabamba 97


Investigación ambiental 2009 • 1 (1): 91-100

98

Sin embargo, el dato más significativo es que el choque

de discursos que ocurrió en Cochabamba podría presentarse

nuevamente en otro lugar, de hecho vale la pena

intentar un examen más detenido del asunto, pues en

rigor:




Juan Barrera Cordero

Tanto la carga simbólica del agua, como el carácter

esencialmente simbólico del pensamiento humano

tienen alcance universal.

Las fuerzas económicas van a continuar dirigiendo

aspectos esenciales de la globalización en el futuro

previsible.

Las presiones para manejar el agua como “una responsabilidad

compartida” (UN 2006), seguirán

manifestándose en forma creciente.

CArgA SIMbóLICA dEL AguA y

EnFOquES dE POLíTICA

Es un lugar común mencionar que el agua se encuentra

en el centro de un sinnúmero de tradiciones religiosas y

culturales. Con el mismo énfasis con que es considerada

un insumo irremplazable y fundamental para la vida social

y la actividad económica, el agua es descrita como

una sustancia santa, sagrada y purificadora. De hecho, el

agua remite recurrentemente a la noción de un puente

entre lo sagrado y lo profano, entre el cielo y la tierra,

entre la naturaleza y el mundo humano.

Para ser honestos, ni aquéllos que consideran el agua

como una sustancia santa y purificadora honran siempre

Tabla 4. Principales cargas simbólicas atribuidas al agua

Ejemplos

sus creencias, ni aquéllos que la valoran ante todo como

un bien económico se encuentran siempre listos para pagar

sus facturas a precios justos. La mayoría de nosotros

actuamos como usuarios renuentes y herejes contaminadores.

Sin embargo, esta conducta inconsistente no es un

obstáculo para que, bajo las circunstancias adecuadas, las

creencias subyacentes no puedan emerger, convirtiendo

el manejo de elementos simbólicos en un problema político

prominente.

Para manejar mejor estas situaciones, necesitamos

hacer dos cosas: lograr una comprensión más profunda

de los factores culturales y desarrollar marcos de política

más comprehensivos. La Tabla 5 muestra algunos enfoques

conceptuales de políticas. La privatización de los

sistemas de gestión del agua, es la política impulsada por

el Banco Mundial y el Fondo Monetario Internacional,

entre otros. “Manejo Integral de los Recursos Hídricos”

es la política que sostiene actualmente el Programa de las

Naciones Unidas para el Medio Ambiente, PNUMA. La

tercera columna es una propuesta para hacer este último

enfoque más comprehensivo.

“Privatización del agua” es una divisa fallida. Como

hemos visto, en una situación determinada no hay nada

más fácil que disociar el concepto y exclamar: ¡Agua sí!

¡Privatización no! La expresión Manejo Integral de los

Recursos Hídricos (MIRH) está basada en el concepto

del agua como un bien económico, y en consecuencia

retiene un sentido utilitario. Mi intención al proponer

la denominación “Manejo y cuidado integral del agua”,

es trascender el enfoque antropocéntrico del “bien

Sustancia purificadora y sagrada Las tres principales religiones monoteístas del mundo consideran que la pureza del agua es un característica

transmisible, y que, en consecuencia, elimina la contaminación y la impureza del alma y el cuerpo, ya

sea en las abluciones que los musulmanes realizan antes de presentar sus oraciones, o mediante el bautismo

cristiano, o a través del ritual de purificación que las mujeres judías realizan después del parto.

Relatos de origen de los pueblos En el inicio del Éxodo, Dios abrió las aguas del Mar Rojo, secando su lecho para que los israelitas pudiesen

cruzarlo y burlar a sus perseguidores. Tenochtitlán, la metrópoli indígena que fue el antecedente inmediato

de la actual capital mexicana, fue fundada cuando los mexicas identificaron el término de su peregrinación,

al encontraron un águila posada sobre un nopal en un islote ubicado en el centro de un lago y devorando

una serpiente. En la actual Ghana, una leyenda de los Ouagadou menciona a un tótem antecesor, el

dios serpiente, que era el guardián de los pozos y protector de la fecundidad del pueblo.

Vínculo entre la naturaleza y el

mundo humano

Adaptado de Larbi-Bouguerra, 2006.

Los Quechuas de Sudamérica, interpretan al agua como una parte de su cultura, y de la misma manera lo

hacen los Berebere del norte de África, y los Baruya de Nueva Guinea. Estos pueblos comparten un sistema

de cosmogonía antropocéntrica, en que la humanidad y el orden universal se consideran entrelazados

dentro de un todo significativo.


Tabla 5. Examen semántico del marco conceptual de políticas

Privatización del agua

(BM, FMI, etc.)

Privatizar: transferir un bien del control o

régimen de propiedad pública al de propiedad

privada

económico”, así como introducir connotaciones de valor

y encanto, y el sentimiento de responsabilidad hacia un

bien que contiene un valor intrínseco.

COnCLuSIOnES

Manejo integral del recurso hídrico

(ONU-PNUMA).

Manejo : conducir o dirigir con habilidad.

Ejercer dirección, supervisión, y rol ejecutivo

en alguna organización o actividad

Alternativamente: análisis de la tabla 3 Integral/íntegro: constituido por una

entidad no disminuida, que no carece de

nada esencial. Dícese en particular de un

bien que no ha sido dañado

Recurso: una fuente de ayuda o apoyo que

puede ser requerida en caso de necesidad.

Una fuente asequible de riqueza nueva

o conocida, que puede utilizarse en caso

necesario

En Cochabamba, entre septiembre de 1999 y abril de

2000, La Coordinadora y el pueblo estaban interesados

ante todo en el agua, con toda la carga simbólica subyacente

que las culturas Quechua y Aymará atribuyen a esta

sustancia. Por otra parte, cuando los ejecutivos del consorcio

Aguas del Tunari, los oficiales de gobierno boliviano y

los funcionarios del Banco Mundial hablaban de “privatización”

manejaban esencialmente consideraciones políticas

y económicas. El choque entre ambos grupos de interlocutores

fue de hecho una guerra de palabras, o un caso de

“palabras que hablan mal”.

Ciertos argumentos llevan a pensar que obstáculos

importantes relacionados con la naturaleza simbólica del

agua pueden surgir en los proyectos de privatización de los

servicios de agua. Estas consideraciones también apoyan

la importancia de desarrollar enfoques alternativos en las

políticas de desarrollo de infraestructura y gestión de proyectos

de agua.

En el futuro cercano, los enfoques en materia de gestión

del agua deberán incluir no únicamente elementos

técnicos, administrativos y políticos, sino además tomar

en consideración los aspectos éticos y culturales. Desde

esta perspectiva, el término “privatización del agua”

debe considerarse como un enfoque de mercadotecnia

social fallido.

El término “Manejo y cuidado integral del agua” es

propuesto como una denominación alternativa para incorporar

connotaciones valorativas y culturales. Este enfoque

puede proporcionar un marco conceptual más amplio

y un sustento más sólido para el diseño de políticas

de desarrollo de infraestructura y proyectos de extensión

de servicios.

A primera vista, un ritual indígena para atraer las lluvias

puede parecer ingenuo y carente de racionalidad

científica. ¿Pero qué ocurre si trasladamos este enfoque

a una escala global? ¿Qué pasa si nos pensamos a nosotros

mismos como una parte integral del ecosistema,

y nos hacemos a la idea que realmente pertenecemos a

este lugar? ¿Qué ocurre si pensamos que sólo tenemos

una cantidad limitada de recursos naturales, y que este

pequeño planeta azul es el único lugar en el universo que

tenemos disponible para vivir y morir? Vistas así las cosas

la lógica del yaku-cambio no parece tan descabellada.

Ciertamente, no para mí.

bIbLIOgrAFíA

Manejo y cuidado integral del agua

(propuesta)

Manejo: conducir o dirigir con habilidad. Ejercer

dirección, supervisión, y rol ejecutivo en alguna

organización o actividad

Cuidado: atención y manejo que implican responsabilidad

hacia algo o alguien. Capacidad de juicio

para evitar el daño o peligro

Integral/íntegro: constituido por una entidad no

disminuida, que no carece de nada esencial. Dícese

en particular de un bien que no ha sido dañado

Recurso: una fuente de ayuda o apoyo que puede

ser requerida en caso de necesidad. Una fuente

asequible de riqueza nueva o conocida, que puede

utilizarse en caso necesario

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Libertad y responsabilidad en la divulgación

de problemas ambientales

Ana María Sánchez Mora 1

Resumen

La comunidad científica califica el cambio climático

como el mayor desafío que los humanos hayan enfrentado,

y nos advierte que debemos responder inmediatamente

a la amenaza si hemos de evitar sus peores

consecuencias. Para generar esa respuesta en el público

se requiere una divulgación efectiva, pero las dificultades

son numerosas; entre las obvias están la falta de

cultura científica del público aunada a la complejidad

técnica de la explicación de las causas, las consecuencias

y los métodos para mitigar los efectos del cambio

climático. Por otro lado, la percepción de que hay una