Gaceta ecológicaPublicación trimestral INE-Semarnat, MéxicoNueva época • Número 78 • 2006Trimestre: enero-marzo

ISSN 1405-2849

José Luis Luege Tamargo Secretario de Medio Ambientey Recursos Naturales (Semarnat) Adrián Fernández BremauntzPresidente del Instituto Nacionalde Ecología-Semarnat

Mónica Rodríguez Cárdenas Coordinadora General de Comunicación Social-Semarnat

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Exequiel EzcurraSan Diego Natural History Museum

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Hans HerrmannComisión Ambiental de Norteamérica

Enrique LeffPrograma de Naciones Unidas para el Medio Ambiente

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Carlos Sandoval Consejo Nacional de Industriales Ecologistas

Víctor Manuel Toledo Centro de Ecología, UNAM

Editor: Raúl Marcó del Pont LalliTipografía, corrección de estilo, diseño y cuidado de la producción: Raúl Marcó del Pont Lalli Edición para internet: Susana Escobar MaravillasApoyo editorial: Susana Escobar Maravillas y Alejandro Mejía UrbinaDiseño de portada: Álvaro Figueroa Fotos de portada y cuarta de forros: Claudio Contreras Koob

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C o n t e n i d o

Hacia una nueva visión de las relaciones entre el agua, el hombre y el paisaje

alejanDro toleDo

Apropiación, instituciones y gestión sostenible de la biodiversidad

leticia merino

La oferta y el pago de los servicios ambientales hidricos: una comparación de diversos estudios

alejanDra fregoSo

Modelos de simulación para la elaboración y evaluación de los programas de servicios ambientales hídricos

octavio pérez-maqueo, chriStian Delfín, alejanDra fregoSo,

helena cotler y miguel equihua

El ordenamiento ecológico marino y costero: tendencias y perspectivas

fernanDo a. roSete vergéS, gilberto enríquez hernánDez y ana córDova y vázquez

5

29

47

Artículos

11

67

Hacia una nueva visión �enero-marzo de 2006

Hacia una nueva visión de las relaciones

entre el agua, el hombre y el paisaje

Resumen. En este artículo Toledo nos confronta con el gran desafío de comprender y analizar los paisajes que habitamos. Pensar nuestra realidad a partir de una ciencia, una nueva ciencia, capaz de comprender, conjuntamente, la creatividad de los sistemas naturales y de la imaginación humana. Plantea dos interrogantes que sólo aceptan res-puestas colectivas: ¿Podremos, algún día, habitar poética-mente la Tierra? ¿Podremos experimentar el júbilo, la alegría de vivir en el seno de paisajes modelados con una pasión estética por la imaginación humana, y como productos de una ciencia capaz de establecer un verdadero diálogo con la naturaleza?

Palabras clave: sistemas complejos, noosfera, incertidumbre, estructuras disipativas, ecología del paisaje

Abstract. En this article Toledo face us with the great challenge of understanding and analyzing the landsca-pes where we live. He proposes us to think our reality from a science, a new science, able to understand, in a comprehensive way, the creativity of the natural systems and the human imagination. He raises two questions that only accept collective answers: Will we be able, someday, to inhabit poetically the Earth? And, will we be able to experience the joie du vivre in landscapes modeled with an aesthetic passion by the human imagination, and like products of a science able to establish a true dialogue with the nature?

Keywords: complex systems, noosphere,dissipative structures, uncertainty, landscape ecology

Gaceta ecológica 78 (2006): �-10 © Instituto Nacional de Ecología, México

* Colegio de Michoacán. Correo-e: toledo@colmich.edu.mx

La imaginación, decía el pensador francés Gastón

Bachelard, es la facultad de formar imágenes que

sobrepasan la realidad, que cantan la realidad. Es una

facultad de sobrehumanidad. La imaginación inventa

algo más que cosas y dramas, inventa la vida nueva,

inventa el espíritu nuevo; abre ojos que tienen nuevos

tipos de visión (Bachelard 1997:31). En la eterna lucha

de la inventiva humana por comprender los procesos

físicos, por encontrar una conexión entre el mundo

de las ideas y el de los fenómenos, la imaginación,

afirmaba Albert Einstein, es más importante que el

conocimiento (Einstein e Infeld 2004: �, Torres: 10).

Una sociedad define su identidad, su articulación

con el mundo, sus relaciones con su entorno natural,

alejandro Toledo*

6 a. Toledo GaceTa ecolóGica. número 78

con el universo en el que vive; e identifica sus necesi-

dades y sus deseos, a través de significaciones que no

se desprenden solamente de lo racional, sino también,

y principalmente, de lo imaginario (Castoriadis 1983:

2�8 y 1988: 149).

Hoy, como nunca, tenemos la necesidad de soñar

e imaginar materialmente nuestros sueños. La ima-

ginación material es, según Bachelard, una física de

la imaginación. Es una imaginación que se liga por

entero a la materia. Su geografía es su método de

soñar las sustancias primordiales de la vida: el Aire,

el Agua, la Tierra.

Es la imaginación material la que nos permite

participar en la construcción de los paisajes terrestres,

inicialmente como elaboraciones del cerebro donde

se organizan todas las formas del conocimiento hu-

mano: científicas, estéticas, éticas, religiosas, míticas.

Es esta imaginación la que le permite al ser humano

concebir, en su conjunto, hacer la síntesis, de toda

la multidimensionalidad natural y cultural de los

paisajes terrestres.

Frente al gran desafío de comprender y estudiar

el sistema socioecológico, el socio-eco-sistema, que

habitamos, la imaginación material es una herra-

mienta clave en nuestro quehacer científico y de

planificadores. Nuestro mundo, nuestra realidad, es

un sistema dinámico, cuya conducta está influencia-

da por las interacciones entre tres grandes reinos: la

geosfera, la biosfera y la noosfera. Todo el sistema que

habitamos está basado en la codependencia de estos

tres dominios de nuestra realidad. Los tres se influyen

mutuamente y los tres determinan el comportamiento

de este sistema total.

Nuestro mayor reto, entonces, es pensar nuestra

realidad a partir de una ciencia capaz de describir

conjuntamente la creatividad humana y la de los

sistemas naturales de los que formamos parte.

Necesitamos de una visión unitaria, que rompa

con la dicotomía entre lo humano y lo natural; que

nos permita una mejor comprensión del tiempo, como

factor de la transición entre lo vivo y lo no-vivo, que

nos haga entender que el universo, nuestro planeta y

sus ecosistemas, que incluyen a la especie humana,

evolucionan juntos; y que esta transformación nos ha

hecho posibles. Y que, por consiguiente, hay una soli-

daridad entre los procesos biofísicos y los humanos.

Inmersos en esta realidad compleja, no podemos

ignorar un rasgo que la caracteriza: la organización

física y viviente a la que estamos integrados comporta

intrínsecamente competencias, desórdenes, conflictos

e incertidumbres. El hecho es que este rasgo favorece

y no contradice su desarrollo. Un eco-socio-sistema,

sin este rasgo, no puede organizarse. Esta gigantesca

máquina biofísica tolera, rechaza, integra y utiliza a

su favor las competencias, los desórdenes, los conflic-

tos y las incertidumbres que lo afectan. Como ya lo

decían Darwin y Marx, la vida es lucha, competencia

e incertidumbre.

Por ello tenemos que partir de una visión que

integre los reinos que constituyen nuestra realidad

y que considere, al mismo tiempo, sus efectos y sus

influencias mutuas. Adoptar esta visión es asumir,

consciente y deliberadamente, nuestra doble condi-

ción de seres naturales, biofísicos, miembros de eco-

sistemas altamente organizados, inestables, caóticos,

inciertos, dinámicos y complejos; y de seres culturales,

profundamente enraizados en nuestros ecosistemas

(Palang et al. 2000: 8�). Estamos, como dice el pensa-

dor francés Edgar Morin, en y somos parte de un solo

sistema natural humanizado (Morin 2001: 211).

Vivimos, nos dice Morin, en el reino de la comple-

jidad. Habitamos en él y no podemos abandonarlo.

Lo complejo, lo que está trenzado conjuntamente,

constituye un tejido estrechamente unido, aunque

los hilos que lo constituyen sean extremadamente

diversos. En efecto, la complejidad biofísica y cultural

del eco-socio-sistema del que formamos parte es una

diversidad organizada (Naveh 1997: 1). No se puede

concebir dentro de él a un solo elemento o subsistema

independiente de sus interconexiones con los otros

Hacia una nueva visión 7enero-marzo de 2006

elementos o subsistemas. Tales interconexiones parti-

cipan de su definición interna y de su comportamiento

en el espacio y en el tiempo. La realidad antroposocial

de los sistemas naturales nos ata indisolublemente al

problema de la complejidad física, biológica y cultural

del reino de lo complejo y al pensamiento sobre su

complejidad. La realidad biofísica de los sistemas

culturales nos plantean el problema complejo de la

vida, el pensamiento complejo sobre la vida y nos

sumerge en ella (Morin 2002: 412 y 41�).

Nuestro tiempo, afirma el científico Ilya Prigogine,

es el de la unidad del hombre con los ecosistemas

que describe: al describirlos y al conocerlos nos

describimos y nos conocemos a nosotros mismos.

Prigogine plantea que la ciencia es un ejemplo único

de diálogo fructífero entre el hombre y la naturaleza

(Prigogine 1994: 99 y l997: 6�). Dialogar con la na-

turaleza significa comprender los acontecimientos

biofísicos y sociales que han construido el camino de

la vida. Dialogar significa examinar, con una visión

paleontológica, los patrones de la historia de la vida

en la Tierra. Esta visión no tiene nada que ver con la

concepción determinista que norma los modelos de

manejo generados por la ciencia occidental y con los

modelos culturales occidentales que culminan en la

historia humana como la expresión más alta de la vida

y en el establecimiento de la especie humana como

la dominante del planeta.

Este diálogo se propone entender y colaborar con

la naturaleza y no controlarla o manejarla. Navokov,

el científico del grupo de Bruselas, plantea que “aque-

llo que puede ser controlado, jamás es totalmente

real, y lo que es real jamás puede ser rigurosamente

controlado”. No se trata de manejar los ecosistemas,

como pretenden los científicos y planificadores al

servicio de los intereses del sistema hegemónico,

quienes hoy nos hablan del capital natural, de la

valorización por el mercado de los servicios de los

ecosistemas, de la necesidad de crear un mercado

del agua y de otros bienes terrenales indispensables

para la vida en nuestro planeta. ¡Qué lejos están estas

propuestas neoliberales de los planteamientos de uno

de los grandes precursores de la economía ecológica,

Nicholas Georgescu-Roegen, para quien el fin último

de la economía no era producir bienes materiales

sino contribuir a la creación de un bien inmaterial:

la felicidad humana!

El científico rumano se interrogaba sobre la finali-

dad de la economía, preguntándose: ¿Cuál es la razón

de ser de los procesos económicos? La respuesta es

que “el producto” de los procesos económicos no es

un flujo físico que genera desechos, sino un bien in-

material: el goce, el placer, el júbilo, la alegría de vivir

(enjoyment of life)… sin el reconocimiento de este

hecho y sin la introducción del concepto de alegría de

vivir, joie de vivre, en nuestro instrumental analítico

no estaremos jamás en el mundo de la economía. Ni

podremos descubrir nunca la fuente real del valor

económico, que es el valor que la vida tiene para cada

ser vivo (Georgescu-Roegen 1971: 282).

Por ello, una de las tareas más urgentes de la

comunidad científica es, sin duda, repensar nues-

tra ciencia, nuestras maneras de hacer ciencia, la

organización disciplinaria de nuestras instituciones

académicas y científicas. No solamente porque nues-

tra ciencia es incompleta para afrontar los retos que

nos ofrece esta realidad multidimensional en la que

vivimos, sino porque la complejidad del mundo real y

sus problemas se encuentran en un profundo contraste

con la organización disciplinaria de la ciencia (Tress

et al. 2001: 137).

El examen de los diferentes aspectos de nuestra

realidad: geológica, biológica, histórica, social, eco-

nómica, estética y psicológica, bajo una visión dis-

ciplinaria no resulta apropiada para comprenderla y

mucho menos para manejarla. Nuestra ciencia estudia

el mundo natural con base en un marco conceptual

desarrollado esencialmente por la matemática newto-

niana, la filosofía cartesiana y el método científico

baconiano. Basada en esta ciencia, nuestras estrate-

8 a. Toledo GaceTa ecolóGica. número 78

gias de apropiación y dominación de la naturaleza, de

manejo de sus recursos, son lineales y determinísticas.

Esta visión nos ha llevado a los extremos perversos de

considerar a la naturaleza, a los seres humanos y su

trabajo, a sus más elaboradas creaciones materiales

y espirituales, como mercancías valorizadas por el

mercado. René Dubos nos lo advertía hace algunos

años, teniendo como tema de reflexión a la ciencia

y a las utopías, frente a una obra de Don Francisco

de Goya y Lucientes: el sueño de la razón produce

monstruos (Dubos 1996: 20).

Hay, sin embargo, en germen, otra ciencia. Una

ciencia que parte de la premisa de que nuestro cono-

cimiento de la realidad es siempre incompleto. Que

las conductas de los sistemas que estudiamos poseen

un alto grado de incertidumbre. Que en el proceso

del conocimiento de esta realidad las sorpresas son

inevitables (Holling 1986: 294, 1994: 70).

Esta ciencia promueve un cambio profundo de

nuestras estructuras de pensamiento marcado por el

rechazo a la disección, la fragmentación y el análi-

sis parcial, a favor de un enfoque que promueve la

integración, la conectividad, la síntesis y la comple-

mentación; y por la introducción de la duda respecto

de la indisputable objetividad, veracidad y certeza

del conocimiento científico que caracteriza a nuestra

cultura occidental, a favor del reconocimiento de los

límites de este conocimiento, de la necesidad de in-

troducir en el análisis un punto de vista contextual de

la realidad y de la conveniencia de tratar con los altos

grados de incertidumbre que nos presentan procesos

no lineales, indeterminados y caóticos. Nos plantea

que el futuro no está dado. Que vivimos, como nos

dice reiteradamente Prigogine, el fin de las certidum-

bres, para dar paso a una era de posibilidades, donde

el devenir de nuestra realidad es la condición sine qua

non de nuestro diálogo con la naturaleza.

Probablemente el mayor logro de la revolución

científica que significan estos planteamientos es el de

promover una nueva visión basada en el análisis de

las propiedades autoorganizativas de los sistemas y de

su evolución hacia estados de no equilibrio, conoci-

dos como “estructuras disipativas”. Como opuestas a

aquéllas en equilibrio, tales estructuras se mantienen

y estabilizan solamente por el intercambio perma-

nente de materia/energía y entropía con su entorno.

Estas estructuras disipan el desorden (la entropía)

como parte del continuo intercambio de energía con

su ambiente. Con su ayuda, los sistemas mantienen

su no equilibrio interno y éste, a su turno, mantiene

los procesos de intercambio con su ambiente. Dichas

estructuras crean orden a través de las fluctuaciones,

produciendo negentropía dentro del propio sistema

(Naveh 1987: 80 y 2000: 21).

Estas capacidades de generar negentropía de los

sistemas a través de sus estructuras disipativas po-

drían ser las propiedades de las sociedades verdadera-

mente sustentables: alta efectividad de la información,

alta eficiencia energética, aumento de la flexibilidad

y de la creatividad, mayor complejidad estructural y

organizacional.

El hecho es que la reducción de la producción

natural y de los mecanismos de protección de las

funciones vitales de los ecosistemas, a través de los

usos humanos, incrementan las tasas de producción

de entropía y desorden y, paralelamente, disminuyen

las tasas de orden negentrópico y de información

acumulada. Esto impide su autoorganización y sus

capacidades de autoestabilización. Digamos que im-

posibilita sus funcionamientos sostenibles.

¿Podremos invertir estas tendencias y evolucionar

hacia sistemas autoadaptativos, sostenibles, de la vida

en la Tierra? ¿Seremos capaces de construir y habitar

un sistema natural humanizado, capaz de renovarse

constantemente, de negar y rehacer toda institución

humana, tecnológica, política, económica o cultural,

que implique la destrucción de los fundamentos de

la vida? ¿Seremos capaces de vivir en un sistema que

jamás será estable, pero que no cese de reconstruir-

se, como una aproximación, siempre rehecha, a ese

Hacia una nueva visión 9enero-marzo de 2006

estado? ¿Lograremos, al fin, habitar, jubilosamente,

un sistema que permita a cada uno de sus miembros

el acceso a la información, al saber y a la posibilidad

de la decisión, engendrada por las elecciones éticas

de sus miembros y no por la imposición totalitaria de

quienes manipulan sus estructuras de poder político

y económico? ¿Podremos, algún día, experimentar

el júbilo, el goce, la alegría de vivir, en el seno de

paisajes modelados por el hombre con una pasión

estética y como productos de una ciencia capaz de

establecer un verdadero y fructuoso diálogo con la na-

turaleza? ¿Seremos capaces, para decirlo con palabras

de Edgar Morin, de habitar, algún día, poéticamente

la Tierra?

Hacia los paisajes complejos

El hombre, ciertamente, es uno de los actores princi-

pales, no el único, en el drama de la modelación de

los paisajes de la Tierra. Son los procesos naturales y

humanos los que le han dado forma, en conjunto, a

estos paisajes. La ecología de los paisajes se propone

desde una visión transdisciplinaria, comprender y des-

cribir los paisajes: sus estructuras, sus funciones y sus

cambios (Zonneveld 1994: 1�, Naveh 2001: 270). Esta

aproximación holística ve a los paisajes en su totalidad

como unidades multidimensionales integradas por

componentes de la geosfera, la biosfera y la noosfera

(Tress y Tress 2001: 147). Esta multidimensionalidad

contempla al paisaje como una entidad espacial, men-

tal, temporal, como un nexo entre naturaleza y cultura

y, finalmente, como una entidad compleja (Brandt y

Vejre 2000: 1). Como interfase entre procesos natura-

les y culturales, los paisajes reflejan la historia de la

interacción de estas esferas. Como espacios físicos e

imaginarios, los paisajes son complejos multidimen-

sionales en los cuales ocurren procesos naturales y

sociales, que pueden ser valorados y representados

por signos, significaciones, códigos y conocimientos,

planes y estrategias.

Inventar al hombre es, según palabras de Pierre

Dansereau, inventar al porvenir. E inventar el porvenir

es inventar nuevas formas de vida a partir de la com-

prensión de nuestros paisajes (Dansereau 1994:78).

La imaginación de los paisajes es, por ello, el dominio

por excelencia de la planificación de los paisajes, esto

es, de la planificación del futuro.

La imaginación de los paisajes es, por ello, el domi-

nio por excelencia de la planificación de los paisajes,

esto es, de la planificación del futuro.

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10 a. Toledo GaceTa ecolóGica. número 78

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Este artículo es una versión revisada de las conclusiones que Alejandro Toledo presenta en su nuevo libro Agua, hombre y paisaje que publicará próximamente el Instituto Nacional de Ecología. Imágenes: fotografías de Karl Blossfeldt (186�-1932).

ApropiAción, instituciones y gestión sostenible 11enero-mArzo de 2006

Resumen. Leticia Merino sostiene que el desarrollo de siste-mas de gobernanza capaces de favorecer la conservación y el uso sostenido de la biodiversidad, plantea retos radicales a los paradigmas que hasta hoy rigen la mayoría de las políticas de conservación y uso sostenible de la diversidad biológica. Por ello propone que las políticas de gestión de la biodiversidad deben incorporar la perspectiva de la biodiversidad como sistemas ecosociales complejos y en procesos de interacción dinámica, superando el carácter simplificador y reduccionista de los paradigmas y esque-mas vigentes.

Palabras clave: sistemas de gobernanza, políticas de conservación, sistemas de propiedad, capital natural, capital social, sistemas complejos, teoría de la acción colectiva

Abstract. Leticia Merino maintains that the development of governing systems help the conservation and the sustainable use of the biodiversity, and raises radical challenges to the paradigms that until today direct most of the policies of conservation and use of our biological diversity. For that reason she proposes that this policies needs to incorporate the perspective of the biodiversity like complex eco-social systems in dynamic interaction, surpassing the simplifying and reduccionist character of the actual paradigms and schemes.

Keywords: governance systems, conservation policies, property systems, natural capital, social capital, complex systems, colective action theory

Gaceta ecológica 78 (2006): 11-27 © Instituto Nacional de Ecología, México

* Instituto de Investigaciones Sociales, Universidad Nacional Autónoma de México. Correo-e: lmerino@servidor.unam.mx

El desarrollo de sistemas de gobernanza capaces

de favorecer la conservación y el uso sostenido de

la biodiversidad, plantea retos radicales a los para-

digmas vigentes en los campos de la ecología y de

las ciencias sociales. También lleva a cuestionar los

supuestos más frecuentes en que se basan actual-

mente la mayor parte de las políticas de conservación

y búsqueda de la sustentabilidad. El desarrollo de

Apropiación, instituciones y gestión

sostenible de la biodiversidad

leticiA merino pérez*

sistemas de gestión sostenible de la biodiversidad

implica, para esas disciplinas, reconocer e incorporar

el carácter dinámico y complejo de la interacción

de la diversidad biológica y sociedades también

variadas. Hoy por hoy, las explicaciones genera-

das a partir de los paradigmas vigentes, resultan

muchas veces parciales y reduccionistas. En con-

secuencia las propuestas de políticas que derivan

Una extensa área de los bosques del mundo son manejados y conservados en diversos niveles por

comunidades forestales. Este hecho representa a la vez una oportunidad y un reto únicos para los gobiernos, las

organizaciones internacionales, el sector privado y la sociedad civil, todos ellos interesados en una conservación más sostenible de estos recursos. En el contexto del crecimiento de los habitantes de los bosques y de la población global, es tiempo (en realidad es urgente) de apoyar a estas comunidades a alcanzar sus metas de

desarrollo y de conservación.

Molnar y Scherr (2004)

12 l. merino gAcetA ecológicA. número 78

de estos planteamientos, son las más de las veces

generalizantes e inviables al aplicarse a problemas

y contextos particulares.

ElEmEntos para la construcción dE propuEstas

sobrE la gEstión dE la divErsidad biológica

Este texto parte de una serie de supuestos teórico-me-

todológicos sobre la interacción de la biodiversidad y

las sociedades, que vale la pena hacer explícitos.

En primer término reconocemos que hablar de

diversidad biológica implica referirse a tres dimen-

siones diferentes e interrelacionadas. El término

biodiversidad se entiende como “la variabilidad entre

los organismos de distintos tipos, incluyendo los eco-

sistemas terrestres, marinos y acuáticos y los com-

plejos ecológicos de los cuáles ellos forman parte, la

diversidad al interior de las especies, entre especies

y de los ecosistemas” (articulo 2 de la Convención

sobre diversidad biológica). La sustentabilidad de

cada una de estas dimensiones de la biodiversidad

plantea retos de distinto tipo, en la medida en que se

refiere a usos, actores e intereses particulares; de ahí

que su gestión requiere abordajes diferenciados.

Un segundo supuesto es que la diversidad bioló-

gica, en estas tres dimensiones es, en gran medida,

resultado de la interacción de los sistemas naturales

con distintas sociedades, que han intervenido en ellos,

manejándolos y utilizándolos a lo largo de la historia.

Los sistemas de gestión, comprometidos con la protec-

ción de la diversidad biológica, requieren reconocer,

proteger y promover las sinergias positivas entre las

sociedades y las distintas expresiones de esta diver-

sidad, valorando estas relaciones como un elemento

de la propia diversidad y riqueza biológicas.

Otro de los puntos de partida es la perspectiva

de que la mayoría de los sistemas naturales, gran

parte de las especies biológicas y de la diversidad

genética, corresponden a territorios y/o a recursos1

valorados, utilizados y en algunos casos poseídos

por colectividades. En consecuencia, la comprensión

de las condiciones institucionales que dificultan o

hacen posible la cooperación es un tema central para

la gobernanza de la biodiversidad. Durante las dos

décadas pasadas la teoría de la acción colectiva2 ha

desarrollado una serie de herramientas conceptuales

y metodológicas que permiten percibir la naturaleza

de los recursos colectivos desde nuevas perspectivas,

y que proveen importantes insumos para el diseño

de políticas públicas.

La mayor parte de la biodiversidad utilizada

corresponde a lo que la teoría de la acción colectiva

define como recursos de acervo común3 (o recursos

comunes). Se trata de recursos caracterizados de

manera intrínseca por la dificultad de limitar el

acceso de usuarios potenciales a ellos, así como

por un alto nivel de “rivalidad”, que implica que

cuando alguna unidad de un recurso es apropiada

por un usuario, deja de estar disponible para otros4

(Ostrom 1990). Desde una perspectiva institucional

estas condiciones hacen de los bienes5 de acervo

común recursos frágiles, y su gestión enfrenta coti-

dianamente problemas de apropiación y provisión.

La solución a los problemas de provisión se refiere

a las distintas inversiones necesarias para mantener

los sistemas y recursos naturales,6 mientras que

abordar los problemas de apropiación exige restric-

ciones en el uso de los sistemas y/o recursos.7 En

distintas escalas y contextos, la solución de estos

problemas descansa en la presencia de reglas de uso

y/o manejo consensuadas entre los usuarios de los

recursos. De la vigencia de estas reglas depende, en

gran medida, la sustentabilidad del uso de los sis-

temas naturales, las poblaciones (de especies) y la

diversidad genética. La teoría de la acción colectiva

considera estas reglas como instituciones. En los

actuales esquemas de gobernanza de la biodiversidad

las reglas de apropiación se refieren tanto a factores

locales, como puede ser el cumplimiento de reglas

para la cosecha local de un recurso, como a otros

ApropiAción, instituciones y gestión sostenible 13enero-mArzo de 2006

de orden global. Tal es el caso de la implementación

de cuotas para las emisiones a la atmósfera de ga-

ses de efecto invernadero o de residuos tóxicos en

aguas oceánicas. La protección de la biodiversidad

involucra también reglas a distintas escalas: reglas

locales para la protección de los bosques contra

los fuegos forestales y la tala ilegal de los bosques,

reglas de protección de la fauna silvestre contra la

cacería ilegal, reglas de escala global, como sucede

con los pagos de compensación por emisiones de CO2

en el marco del Protocolo de Kioto. El desarrollo y

la implementación de estas instituciones colectivas

acarrea importantes costos de transacción, mayores y

más complejos en la medida en que la escala en que

ocurren los procesos y las intervenciones es mayor

y/o más diversa, e involucra intereses, percepciones

y valores de actores a distintas escalas.

La sustentabilidad de los esquemas instituciona-

les para el manejo de recursos públicos y comunes

ha sido objeto de importante desarrollo teórico en los

últimos 20 años (Agrawal 2001, Ostrom 1990, Baland

y Platteau 1996, Wade 1988). Entre las condiciones

de sustentabilidad institucional señaladas por distin-

tos autores, nos parece importante subrayar el papel

de las siguientes condiciones: la participación de los

usuarios afectados por las reglas en el desarrollo

de las mismas; la existencia de un monitoreo que

rinda cuentas tanto a instancias públicas, como a los

usuarios de los recursos comunes; la aplicación de

sanciones graduadas a los infractores de las reglas

y la existencia de instancias legítimas de resolución

de conflictos. La propuesta de estas condiciones se

basa en una amplia evidencia empírica recabada a

lo largo de los últimos 20 años.8 Esta experiencia

lleva a proponer que el desarrollo de condiciones

de solidez de los sistemas de instituciones para el

manejo de la biodiversidad constituye un importante

campo de acción para las políticas que buscan pro-

tegerla y promoverla. Los costos de transacción que

implica el desarrollo de estas condiciones son parte

del conjunto de costos necesarios de protección de

la diversidad biológica.

Un último supuesto de este planteamiento es la

diferencia teórica entre tipos de bienes y tipos de

propiedad. Estos últimos se refieren a los distintos

derechos (de exclusión, uso, manejo y/o enajena-

ción) que los individuos, las colectividades o los go-

biernos poseen sobre determinados bienes (Agrawal

y Ostrom 2001) y que se agrupan tradicionalmente

en las categorías de bienes públicos y privados

(individuales y colectivos). Más allá de los tipos de

propiedad, la teoría de la acción colectiva distingue

distintos tipos de bienes a partir de la posibilidad de

exclusión y del nivel de rivalidad que estos presen-

ten, con base a los cuales los clasifica como bienes

comunes (a los que me he referido) bienes públicos

(de difícil exclusión, pero de baja rivalidad) bienes

privados (de fácil exclusión y alta rivalidad) y bienes

tarifa (de fácil exclusión y baja rivalidad). Los bienes

privados, tarifa, comunes o públicos,9 pueden estar

en regímenes de propiedad privada individual o

colectiva10 o bien a propiedad pública.

14 l. merino gAcetA ecológicA. número 78

La gestión del uso de cualquier recurso que se uti-

liza colectivamente (como es el caso de los recursos

públicos y los recursos comunes) plantea dilemas de

acción colectiva, los cuales generan incertidumbre y

riesgo para la viabilidad de las instituciones (reglas)

que buscan la preservación de los recursos comunes.

Estos dilemas o “trampas sociales” pueden definirse

en función de tres condiciones:

§ una elección no cooperativa es siempre más

provechosa (para los individuos particulares)

que una elección cooperativa;

§ una elección no cooperativa es siempre más

perjudicial para otros que una elección coopera-

tiva;

§ el conjunto del daño hecho a otros por una

elección no cooperativa es siempre mayor que

el beneficio que obtuvo el individuo (Kopelman

et al. 2001).

Los dilemas de la acción colectiva presentes en el

campo de la conservación de la diversidad biológica

resultan particularmente difíciles de resolver puesto

que en muchos casos los “otros” involucrados en

estos dilemas son actores como las generaciones fu-

turas, o bien actores muy lejanos respecto de quienes

toman decisiones sobre el uso de la biodiversidad,

y quienes tienen escasas obligaciones de rendición

de cuentas.

El uso y el manejo de diferentes tipos de recursos

presentan diferentes tipos de problemas, que son

resultado de las condiciones de dificultad/facilidad

de exclusión y de alta/baja rivalidad. Hemos mencio-

nado ya algunos de los problemas que caracterizan el

manejo de los recursos comunes, que resultan parti-

cularmente relevantes para la gestión de la biodiver-

sidad, puesto que la mayor parte de los ecosistemas y

recursos naturales son bienes de acervo común. Tal

es el caso del agua, la atmósfera, los océanos y en

muchos casos de poblaciones de especies animales

silvestres, pero también de algunos otros recursos,

como internet. Los recursos privados, como la se-

guridad, la paz, el alumbrado público, y en sentido

general la información, comparten con los bienes

comunes los problemas de provisión. Puesto que

la conservación y el uso sostenible de los sistemas

naturales involucra numerosos actores, su gestión

impone altos costos de transacción. El uso sostenible

de los bienes privados, si bien exige actividades de

provisión e impone restricciones de apropiación,

conlleva menores costos de transacción.11

Los sistemas de gestión de la biodiversidad

presentan condiciones que, en algunos casos fa-

vorecen, y en otros obstaculizan la conservación.

Estas condiciones se refieren a las características de

los sistemas naturales y de los grupos de usuarios.

En el caso de los grupos sociales involucrados estos

atributos se refieren a:

§ La presencia y/o ausencia de capital social.12

§ El compromiso de los usuarios con mayor po-

der económico y político con el cumplimiento

de las reglas de uso de los recursos comunes

y públicos. Esta condición está ausente en

muchos contextos de los países en desarrollo,

donde las asimetrías sociales tienen fuertes

raíces históricas, y fueron incluso legalmente

sancionadas durante el periodo colonial. La falta

de capacidad social de cooperación resultado de

asimetrías de poder, expresa los impactos de la

desigualdad en la capacidad social de proteger

el bien común.

§ Los costos de oportunidad, que remiten a la

estructura de incentivos que enfrentan los indivi-

duos y los grupos para asumir usos regulados de

los recursos (comunes o públicos) y preservarlos,

u optar por otras alternativas.

§ La existencia de perspectivas compartidas (o

al menos no conflictivas) sobre los recursos y

sistemas naturales.

ApropiAción, instituciones y gestión sostenible 15enero-mArzo de 2006

Por otra parte, las características de los sistemas y

recursos naturales que afectan la solidez institucional

tienen que ver con condiciones como:

§ El conocimiento y la predictibilidad de los límites

y del comportamiento de los sistemas y recursos

naturales, por parte de los usuarios relevantes.

En este sentido resulta particularmente impor-

tante el conocimiento de aquellos elementos de

la biodiversidad que representan para ellos un

“capital natural”, particularmente los que utilizan

con mayor intensidad.

§ La percepción de la necesidad y la viabilidad de

la acción colectiva para mantener los sistemas y

procesos biológicos que se quiere proteger.

La inversión en el desarrollo del capital social

entre los usuarios y actores interesados en la preser-

vación de los sistemas naturales, en la comprensión

de sus dinámicas y la incorporación de estos conoci-

mientos a su manejo a partir de la acción colectiva,

son condiciones centrales para la preservación de

la diversidad biológica. Por otra parte, algunas de

las características de los sistemas naturales o de los

grupos usuarios, generan incentivos o representan

obstáculos para el desarrollo de soluciones estables a

los dilemas que enfrenta la preservación de la biodi-

versidad. Entre estos factores destacan la articulación

de dichos procesos con los mercados, la estructura de

propiedad y los derechos sobre los bienes y servicios

que generan los sistemas y recursos naturales,13 el

acceso a la información pertinente y la comunicación

entre usuarios y actores relevantes.

Los distintos tipos de propiedad confieren dere-

chos sobre los bienes. El acceso (o su carencia) a es-

tos derechos se traducen en incentivos u obstáculos

para la participación en el desarrollo de instituciones,

para el manejo de los recursos comunes y/o públicos

y para el cumplimiento de las reglas de apropiación

y provisión que permitan conservarlos. Es decir,

los esquemas de derechos fortalecen o minan las

posibilidades de solución de los dilemas de la acción

colectiva que enfrentan los grupos de usuarios de

los ecosistemas, de las poblaciones de especies y en

general, de la diversidad genética.

Desde una perspectiva institucional, los ecosis-

temas son recursos comunes complejos que generan

bienes y servicios de interés público, colectivo y

privado, y que además están sujetos a derechos

de propiedad públicos y privados. De este carácter

complejo de los ecosistemas y de la biodiversidad

en las distintas dimensiones, derivan las distintas

condiciones determinantes para la conservación de

la diversidad biológica que hemos venido mencio-

nando:

§ los diferentes tipos de problemas de manejo

(apropiación y provisión);

§ dilemas para la coordinación de los actores;

§ estructuras de incentivos/desincentivos para el

cumplimiento de las reglas;

§ así como derechos, deberes e intereses de los

actores que intervienen en los procesos de uso

y gestión.

En consecuencia, el desarrollo de políticas y

estrategias que busquen promover la protección

de la diversidad biológica requiere recuperar la

complejidad institucional que involucran su uso y

gestión. Mientras la mayoría de los ecosistemas y

poblaciones de especies presentan características de

recursos comunes, los recursos genéticos muestran

generalmente características de recursos públicos. El

deterioro de las poblaciones de numerosas especies y

la erosión de la diversidad genética, representan en

muchos casos, externalidades negativas de los usos

del territorio que generan procesos de deterioro de

los ecosistemas.

Un último tema pertinente para la comprensión

y el diseño de estrategias de conservación de la

16 l. merino gAcetA ecológicA. número 78

biodiversidad se refiere a la diversidad de escalas.

Diversidad de escalas de las dimensiones de la

biológica (de ecosistemas, especies y genética), de

los procesos de deterioro ecológico y de las inter-

venciones que buscan revertirlos. Los procesos de

calentamiento global y de deterioro de la capa de

ozono, son ejemplos de procesos multiescala, que

son en buena medida resultado de prácticas locales,

pero que producen nuevos procesos de deterioro que

son más que la suma de los procesos de deterioro

locales. Por otra parte, las acciones necesarias para

revertir procesos como el calentamiento global,

requieren implementarse mediante estrategias glo-

bales, nacionales, regionales y locales.

Las escalas donde se ubican los actores con inte-

reses y poseedores de derechos sobre los territorios

y recursos difieren también de manera significativa.

La articulación de escalas presenta retos adicionales

en la medida en que las diferencias de poder, visión

e intereses, suelen estar más marcadas entre actores

ubicados a diferentes escalas, mientras que el capital

social entre ellos tiende a ser escaso o ausente. El

desarrollo institucional para la acción social coordi-

nada requiere de instituciones que articulen escalas,

actores y procesos, de “instituciones anidadas”, en

términos de Ostrom (1990) cuya construcción enfren-

ta enormes retos, en el actual contexto de globaliza-

ción caracterizado por profundas asimetrías.

La teoría de la acción colectiva aporta un mar-

co conceptual al análisis y diseño de políticas de

conservación, que parte de cuestionamientos más

desarrollados que los propuestos a partir de la

vieja polémica originada por la perspectiva de la

“tragedia de los comunes” (Hardin 1968). Gracias

a la tradición académica impulsada en gran medida

por el trabajo seminal de Elinor Ostrom (Ostrom

1990) la discusión académica sobre el uso y gobier-

no de la biodiversidad cuenta con elementos para

rebasar los estrechos límites de la polémica sobre

los méritos de los distintos tipos de propiedad para

promover racionalidad ecológica. Por otra parte,

el desarrollo de políticas públicas en diversas

regiones del mundo ha comenzado a incorporar

estos avances conceptuales y metodológicos, re-

conociendo el papel central que las comunidades

locales juegan en el manejo de la biodiversidad y

orientándose más claramente al diseño de institu-

ciones y políticas más justas y eficientes (Ostrom

2001, Whyte y Martin 2002, Borrini-Feyeraband

2003, Molnar y Scherr 2004, Low et al. 2003, Ribot

y Larson 2005).

La solución a los problemas de degradación de

la diversidad biológica requiere que el diseño de

las políticas de conservación se comprometa con la

solución de problemas particulares, más que recurrir

a soluciones universales. Las políticas deben proveer

instrumentos institucionales que respondan a las

condiciones de los ecosistemas y recursos que se

quiere conservar. Entre estas condiciones sobresalen

el tipo de sistema de propiedad y la estructura de de-

rechos e incentivos para el manejo sustentable. Estas

ApropiAción, instituciones y gestión sostenible 17enero-mArzo de 2006

estrategias deben basarse en la comprensión de las

dinámicas de los recursos, los problemas de manejo,

las características de los usuarios, su disposición de

capital social y las percepciones sobre ecosistemas de

los distintos actores involucrados.

críticas a los supuEstos dE las políticas dE

consErvación y promoción dE la sustEntabilidad

Al iniciar este texto sostuvimos que el desarrollo

de sistemas de gobernanza capaces de favorecer

la conservación y el uso sostenido de la biodiver-

sidad, plantea retos radicales a los paradigmas

que hasta hoy rigen la mayoría de las políticas

de conservación y uso sostenible de la diversidad

biológica.

En primer término, la mayoría de las políticas

de conservación manejan la idea de que requieren

basarse en perspectivas científicas y considera

que, en este sentido, la biología proporciona un

fundamento suficiente. Esta posición resulta cues-

tionable por dos motivos: en primer término, por

proponer a la ciencia que se produce y circula en

los ámbitos académicos como el único tipo de cono-

cimiento válido, restando validez a las perspectivas

de otros actores. La ciencia académica biológica es

manejada como verdad autocontenida, que no re-

quiere considerar las percepciones o conocimientos

distintos a ella, ni rendir ningún tipo de cuentas

fuera de su ámbito. Por otra parte, esta posición,

que bien podría calificarse como “biologo-céntrica”

desconoce la validez y la necesidad de fundamen-

tar los sistemas de gobernanza de la biodiversidad

con insumos producidos por otro tipo de ciencias,

como las ciencias sociales. La gestión social de los

sistemas y recursos naturales se ha basado en una

serie de supuestos pocas veces explícitos y cuya

aplicación al campo de la conservación pocas ve-

ces ha sido analizada desde ópticas sistemáticas,

rigurosas y científicas.

desde unA perspectivA de lAs cienciAs sociAles

Las políticas de conservación se han basado en el

paradigma de la elección racional,14 que propone que

los individuos son incapaces de cooperar. De ahí la

percepción de que los recursos poseídos o utilizados

en común están sujetos inevitablemente al riesgo de

deterioro. Esta propuesta cobró popularidad entre

la comunidad conservacionista a partir de la publi-

cación en 1968 en la revista Science del artículo del

biólogo Garrett Hardin sobre la tragedia de los co-

munes, a pesar de que nunca basó sus contundentes

tesis en investigación empírica sistemática. Desde

esta orientación, la ideología y la política conser-

vacionista han considerado, las más de las veces, a

las comunidades usuarias de la diversidad biológica

como amenaza para su preservación, o en el mejor

de los casos, como un obstáculo a sortear. Esta pos-

tura desconoce los cuestionamientos a la teoría de

la elección racional como único tipo de respuesta

de la conducta de los individuos, desarrollados a lo

largo de los últimos veinte años, y pasa por alto la

vasta evidencia empírica acerca de la capacidad de

cooperación de los individuos en contextos y estruc-

turas de incentivos favorables, información que ha

generado esta corriente alternativa. En consecuencia,

las experiencias de cooperación comunitaria para el

manejo sostenido de los recursos que existen en dis-

tintas regiones del mundo se trivializan. También se

desconoce el trabajo desarrollado durante la última

década por teorías como la de la acción colectiva y

de la psicología evolutiva, que han mostrado el papel

crucial que la capacidad de cooperación ha jugado en

el desarrollo de las sociedades y de la propia especie

humana (Dietz et al. 2001, Richerson et al. 2001).

La idea de que la intervención del Estado es, en

todos los casos, un ingrediente fundamental para

lograr la regulación del uso de los ecosistemas, se

relaciona estrechamente con la tesis de la incapaci-

dad de los individuos para cooperar. De esto, mu-

18 l. merino gAcetA ecológicA. número 78

chas veces, se derivan propuestas que consideran a

la propiedad pública como condición idónea para

la conservación. Más allá de la diversidad de las

capacidades de gestión de los estados particulares,

de las características de los sistemas biológicos y de

sus problemas de manejo y de los contextos sociales,

los estados a menudo han sido vistos por el conser-

vacionismo como panaceas, como instituciones que

en todos los casos resultan capaces de cumplir con

diversos y complejos roles: proveer el conjunto del

conocimiento sobre la diversidad biológica necesa-

rio para orientar su manejo; generar reglas viables

adecuadas a una diversidad amplia de circunstancias

ecológicas y sociales lograr los acuerdos entre acto-

res y de implementar y monitorear esas reglas en el

campo. Décadas de fracasos o éxitos limitados de la

gestión estatal en el ámbito de la conservación y el

manejo de los recursos llevan a cuestionar la viabi-

lidad de este supuesto (Scout 1998). No obstante,

reconocemos el papel clave de la intervención estatal

en distintas tareas de la gestión de la biodiversidad,

entre las que vale la pena señalar: la provisión del

marco legal adecuado para enfrentar los dilemas y

problemas que plantea la gestión de la biodiversi-

dad, proveer arenas legítimas para la resolución de

conflictos en este campo, el reconocimiento formal

de los derechos de los actores relevantes, favorecer

el desarrollo de incentivos para el uso sostenible y

la conservación de la biodiversidad, favorecer la

producción y distribución de información relevante

para su gestión y uso sostenible, entre otros. La

experiencia contemporánea de la gestión estatal de

la diversidad biológica, particularmente en países

en vías de desarrollo,15 muestra claramente que el

Estado no puede sustituir la acción de los actores

sociales, y que al intentarlo inhibe el desarrollo de

institucionalidad y capital social, recursos funda-

mentales en los distintos aspectos de la vida social

(Putnam et. al. 1993, Cernea 1989, Low et al. 2003,

Merino 2004, Merino y Segura 2005). La Convención

sobre la biodiversidad es un ejemplo de esta tenden-

cia. Si bien representa un intento serio por impedir

las condiciones de acceso abierto a los recursos ge-

néticos, falla en considerar los derechos de actores,

distintos a aquellos de los estados, que juegan y/o

pueden jugar papeles estratégicos en la protección y

el uso sostenible de esa diversidad (Baruffol 2003).

Un último paradigma cercano a las tesis ante-

riores que dictamina la necesidad de centralización

y verticalidad en la gestión de la biodiversidad.

Desde esta perspectiva, las actividades de regula-

ción, financiamiento, protección, sanción e inves-

tigación deben coordinarse e incluso ejecutarse

desde instancias centrales, que de este modo pasan

a acumular considerables cantidades de recursos y

capacidades de decisión. Las visiones y los dictados

de estos actores se constituyen en imperativos que

son impuestos al resto de los actores sociales. A lo

largo del siglo XX las políticas de centralización del

gobierno y manejo de los recursos naturales en dis-

tintas regiones del mundo generaron la destrucción

masiva de tradiciones e instituciones locales para el

manejo de los recursos naturales, y el deterioro de

los propios ecosistemas (Berkes 1999, Merino 2004,

Low et al. 2003). Por décadas los estados nacionales

han sido los únicos centros de gobierno legales de

los recursos naturales, particularmente en los países

no industrializados. No obstante, durante los últimos

diez años esta capacidad de gestión centralizada

tiende a trasladarse a los grandes organismos no

gubernamentales conservacionistas transnacionales

(Chapin 2004) que cada vez más adquieren el poder

de fijar unilateralmente la agenda global de la con-

servación de la diversidad biológica. Sin negar en

ningún momento la importancia de la conservación

desde una perspectiva local, es necesario, tanto por

razones éticas como políticas, tener en cuenta las

profundas diferencias que existen entre los “centros”

y las comunidades usuarias locales de la biodiver-

sidad. Asimetrías exacerbadas por la ausencia de

ApropiAción, instituciones y gestión sostenible 19enero-mArzo de 2006

perspectivas compartidas, que crean fracturas y

conflicto entre actores, agendas y escalas.

Se ha mencionado que la gestión sostenible de

los sistemas y recursos biológicos implica no solo

procesos de distintas escalas, sino que involucra

actores políticos, económicos y sociales que actúan

en diversos niveles. La gestión contemporánea de

la biodiversidad requiere esquemas de gobernanza

“policéntricos”, capaces de responder a la comple-

jidad de los procesos, lo que demanda articulación

de centros de coordinación, financiamiento, co-

operación y ejecución de distintas escalas. Para ser

funcional y legítima esta coordinación debe operar

con base en el conocimiento, comunicación y rendi-

ción de cuentas entre los centros de coordinación de

distintas escalas (McGuinnis 1999), que hasta hoy la

mayoría de las ONG conservacionistas transnaciona-

les y los estados no sienten obligación de desarrollar.

No obstante, la importancia de los actores locales

se hace cada vez más evidente y crítica, dadas las

condiciones de fragilidad de algunos ecosistemas,

consecuencia del cambio ambiental global,16 cuya

protección requiere más que nunca de un intenso

stewardship17 de parte de las comunidades locales.

La mitigación del proceso de calentamiento global

exige de políticas e instituciones globales, así como

de políticas nacionales de cambio tecnológico y pro-

tección forestal. Pero es claro que las actividades de

manejo y protección se ejecutan y deben definirse

a nivel local, en contextos donde las burocracias

resultan cada vez más insuficientes para enfrentar

los riesgos de los fuegos y la invasión de plagas, que

en algunas regiones son más frecuentes e intensos

que en el pasado.

desde unA perspectivA de lAs cienciAs AmbientAles

La ideología conservacionista, y con ella muchas

políticas de conservación, manejan como paradigma

la idea de que la estrategia de preservación óptima

de la diversidad biológica es la restricción de todo

tipo de intervención humana. Es decir, se supone, a

priori, que la mejor forma de manejo de los sistemas,

poblaciones naturales y de la diversidad genética, es

no manejarlos. La propuesta de reducir las pertur-

baciones propone mantener un estado de “equilibrio

único”, que la evidencia empírica muestra que no

corresponde a los procesos naturales. Esta posición

resulta cuestionable, al menos por las siguientes

razones:

Las intervenciones humanas han sido, históri-

camente, factores determinantes en el desarrollo

de muchos sistemas naturales, y han tenido como

resultado importantes procesos de diversidad bioló-

gica, que en muchos casos responden a necesidades

de las sociedades que han manejado dichos sistemas

(Barrera 1979, Barrera et al. 1977, Gómez Pompa

1987). Puede decirse que en estos casos los sistemas

naturales y las sociedades han “coevolucionado”,

concluir que esa intervención conlleva alteracio-

nes importantes, incluso al “empobrecimiento”,

de dichos sistemas, particularmente en términos

de “capital natural”, es decir, de las especies que

representan recursos para las sociedades (Snook

et al. 1987).

La perturbación es parte de la dinámica natural

de los ecosistemas. Experiencias de bosques suje-

tos por largos periodos a regímenes de protección

ortodoxos en los que se han suprimido tanto las

intervenciones antrópicas y la presencia de fuego,18

han tenido como resultados eventos catastróficos,

difíciles de revertir (por ejemplo, incendios de gran

magnitud). En contraste, muchos sistemas tradicio-

nales de manejo de los paisajes se orientan más a

apoyar la capacidad de resilencia de los ecosistemas

que a mantener estadíos de equilibrio idealizados

(Folke y Berkes 1995, Berkes et al. 2003).

Otro paradigma de la tradición conservacionista

ortodoxa es la idea de que el objetivo fundamental

de la conservación es preservar el estado de “climax”

20 l. merino gAcetA ecológicA. número 78

de los ecosistemas. Considero que la conservación

de la biodiversidad implica tomar en cuenta tanto

los valores biológicos como los valores sociales de la

biodiversidad presente en los distintos estadios su-

cesionales de los sistemas naturales, es decir, buscar

la conservación de los procesos de los sistemas, y no

solo sus estadios de climax. En términos de manejo

esta orientación implica buscar la conservación de

paisajes con distintos eco-tonos y usos de los terri-

torios, basados en ejercicios de ordenamiento terri-

torial, definidos por los distintos actores relevantes

en una región dada.

Las condiciones actuales de deterioro, fragmenta-

ción y fragilidad de muchos sistemas y poblaciones

naturales hacen necesarias diversos tipos de inter-

vención para lograr su protección y restauración.

Una medida frecuente en las estrategias de

conservación y aprovechamiento sustentable de los

recursos, se basa en la recomendación de reducir

(al máximo) la cosecha de las especies biológicas,

buscando con ello disminuir la presión sobre los eco-

sistemas y poblaciones utilizadas. Si bien en muchos

casos la reducción de las cosechas (o tasas de uso de

los sistemas como sitios de desecho) es un elemento

fundamental del manejo sostenible, la idea de que

representa en todos los casos una medida suficiente

y necesaria, constituye una excesiva simplificación.

Algunos sistemas naturales requieren, en cambio,

intervenciones de intensidad para mantener las po-

blaciones de determinadas especies de animales19 y

por otra parte, perturbaciones de limitada intensidad

pueden alterar las condiciones ecológicas que requie-

ren especies clave en determinados ecosistemas20

(Snook y Negreros 1986). Las intervenciones para

la extracción de recursos naturales representan, en

muchos casos, formas de manejo de los sistemas

que permiten mantenerlos, conocerlos y protegerlos

(Berkes 1999, Berkes et al. 2003).

El manejo de las poblaciones requiere conocer

y comprender las estructuras y dinámicas de las

comunidades y poblaciones biológicas, para buscar

replicarlas y promoverlas. Esta orientación exige más

esquemas de manejo “adaptativo”, capaces de res-

ponder a la incertidumbre y al riesgo característicos

de los sistemas sociales, pero también presentes en

los sistemas naturales (Berkes 2001 y 2004, Kloos-

ter 2000, Pinkerton 1999, Walters et al. 2000). Los

paradigmas que hoy en día dominan en el diseño de

políticas de conservación muestran una gran resis-

tencia a enfrentar la incertidumbre, tendiendo a ad-

herirse a las teorías disponibles, incluso cuando ellas

resultan inadecuadas para comprender la naturaleza

compleja de los sistemas y problemas, y proporcio-

nen escasos instrumentos para enfrentarlos. En este

sentido, Wilson (2001) comenta “desde un punto

de vista tradicional (el conocimiento que expresa)

incertidumbre y falta de capacidades de predicción

es visto como ignorancia. Este tipo de razonamiento

permea aún la mayor parte de la práctica científica.

Determina la forma en que el conocimiento se valora

y el tipo de conocimiento que se considera necesario

para la toma de decisiones y ha determinado a las

instituciones y a las políticas de la ciencia.”

Los esquemas de gobernanza de los sistemas na-

turales, y de la biodiversidad en general, no debieran

basarse en supuestos generales de insuficiente base

empírica. El desarrollo de instituciones adecuadas

para responder a condiciones socioecológicas com-

plejas y particulares necesita llevarse a cabo teniendo

en consideración algunos de los factores que he

expuesto en este texto:

§ las reglas en uso y los niveles en que resultan

adecuadas y se cumplen;

§ los tipos de usos de los territorios y recursos

naturales que realizan los individuos y grupos;

§ las externalidades positivas (servicios ambienta-

les) que genera la conservación y/o el uso soste-

nido de los sistemas naturales y los agroecosis-

temas. Los beneficiarios de esas externalidades.

ApropiAción, instituciones y gestión sostenible 21enero-mArzo de 2006

Las externalidades negativas (por ejemplo, los

diferentes tipos de contaminación) que generan

los usos y los actores afectados;

§ las escalas en que los actores relevantes se ubican

y en las que se perciben las externalidades;

§ el tipo de sistema de propiedad de los territorios.

Los derechos a que están sujetos los sistemas y

recursos que en ellos se encuentran. Los reclamos

de reconocimiento de derechos (tradicionales o

nuevos);

§ los incentivos para que los actores adopten las

reglas de apropiación y provisión (en torno al

uso de sistemas y recursos) y para que parti-

cipen en el desarrollo de nuevas instituciones

de manejo de los recursos, cuando resulte

necesario;

§ las perspectivas sobre los ecosistemas, poblacio-

nes de especies y recursos;

§ el o los tipos de sistemas de manejo considera-

dos como óptimos para mantener los bienes y

servicios que valoran los distintos actores;

§ el nivel en que las percepciones e intereses de

los distintos actores resultan complementarios o

contradictorios;

§ las diferencias de status, estrato, poder, intereses

y perspectivas ligados al uso de los recursos y

sistemas naturales;

§ las relaciones entre los distintos actores. El tipo y

nivel de capital social existente entre los grupos

usuarios y otros actores;

§- la participación de los distintos actores en el

desarrollo de las reglas que rigen el uso de los

recursos y los territorios;

§ los costos del cumplimiento de las reglas, y su

distribución entre los distintos actores y

§ los costos de transacción involucrados con el

desarrollo de instituciones para el manejo sus-

tentable. Los actores que asumen estos costos

y las posibilidades de los distintos actores de

asumirlos.

conclusionEs

Durante los últimos veinte años las teorías que

buscan dar cuenta de la interfase de los sistemas

ecológicos y sociales han conocido un desarrollo

muy importante. En este campo nos parecen parti-

cularmente útiles las aportaciones de las teorías de

la acción colectiva y del manejo adaptativo. Estas

perspectivas han surgido de los cuestionamientos a

algunos de los paradigmas más extendidos sobre la

relación sociedad-naturaleza y aportan elementos

para la construcción de nuevos esquemas de gober-

nanza de la diversidad biológica.

Las políticas de gestión de la biodiversidad re-

quieren incorporar la perspectiva de la biodiversidad

como sistemas ecosociales complejos y en procesos

de interacción dinámica, superando el carácter

simplificador y reduccionista de los paradigmas y

esquemas vigentes.

Una dimensión fundamental de los procesos eco-

sociales es la de los procesos de acción colectiva e

22 l. merino gAcetA ecológicA. número 78

institucionalidad, entendidos como sistemas de reglas

de uso y de relación de los actores y los sistemas

naturales. Incorporar la complejidad y dinámica de

los procesos ecosociales plantea la necesidad de res-

puesta o “réplica” de las condiciones de los recursos

biológicos y los sistemas socioecológicos, en términos

de esquemas institucionales que permitan resolver los

problemas y dilemas que ellos enfrentan.

Entre los aspectos centrales de los nuevos para-

digmas sobre la gobernanza de la biodiversidad nos

parece importante resaltar:

§ La necesidad de conocimiento que permitan

superar las nociones unidimensionales “newto-

nianas” en que se ha basado el pensamiento

y las políticas de conservación, desarrollando

perspectivas capaces de incorporar las dinámicas

de los procesos, de asumir la incertidumbre, y de

orientar el manejo de la biodiversidad hacia un

estilo de manejo adaptativo. El desarrollo de este

tipo de manejo requiere de instituciones capaces

de aprendizaje (Willson 2001, Berkes 2004), de

instituciones que, en palabras de Willson (2001:

351) “sean consistentes con un gobierno demo-

crático descentralizado, que no resuelve en sí

mismo la incertidumbre científica, pero que crea

un ambiente constructivo donde pueda tener

lugar la búsqueda colectiva de conocimiento

útil”.

§ La necesidad de intervención y manejo local, de

“resguardo” de los usuarios locales para la protec-

ción de recursos que, dado su carácter de recursos

comunes, presentan condiciones inherentes de

fragilidad. En el contexto de deterioro de muchas

sociedades rurales del Tercer Mundo, originado

por el colonialismo, la globalización económica y

cultural y la emigración, las comunidades rurales

requieren atravesar procesos de redignificación

política y cultural y de construcción institucional,

convertirse en sujetos viables del resguardo de la

diversidad biológica, a la vez que cumplir esta

función alimenta los procesos de resignificación

(Berkes 2001).

§ La necesidad imperante de desarrollo de estruc-

turas de incentivos para la preservación y el uso

sostenido de los ecosistemas para los actores

locales, que en muchos casos son comunidades

indígenas y tradicionales. Es necesario considerar

que los incentivos (y desincentivos) no son solo de

carácter económico, sino que incluyen de manera

muy importante el reconocimiento de derechos,

particularmente de capacidad de decisión.

§ La necesidad de desarrollar sistemas de gobierno

policéntricos, basados en instituciones capaces de

articular distintas escalas. Sistemas capaces, en

mayor medida, de asumir la búsqueda de solu-

ciones a los problemas de desconfianza y abuso

que surgen fácilmente entre actores ubicados

en distintas escalas, y entre los que a menudo

existen asimetrías muy marcadas en el acceso a

recursos y al poder.

La construcción de paradigmas y estrategias

alternativos exige superar importantes barreras, no

solo en el campo del conocimiento y la ideología

(donde de por si los obstáculos son considerables).

Implica, en el campo de la academia y en el de la

formulación de políticas públicas, desarrollar nuevas

instituciones, formas de operación, evaluación y

relación con la sociedad. Esta construcción también

enfrenta las múltiples y profundas inequidades entre

los actores sociales involucrados en el manejo de la

biodiversidad. Inequidades que hacen posible a los

actores más poderosos, generalmente los ubicados

en escalas globales, negar los derechos de las co-

munidades locales e imponer unilateralmente sus

intereses y perspectivas.

Consideremos que de la posibilidad de superar

estas limitaciones depende, en gran medida, la

posibilidad de conservar los recursos biológicos

ApropiAción, instituciones y gestión sostenible 23enero-mArzo de 2006

comunes locales y globales. La historia del campo

de la conservación muestra que la unilateralidad,

lejos de favorecer la acción colectiva positiva, genera

radicalismo, distanciamiento de posturas e imposi-

bilidad de construir capital social y reglas basadas

en acuerdos amplios que permitan la conservación

de la diversidad biológica. Construir estas condicio-

nes en cada caso particular es parte central de las

estrategias de conservación globales. Se trata no sólo

de un imperativo de democracia y de ética, sino de

pragmática, de viabilidad de preservar la diversidad

biológica, que nos incluye como especie y como

miembros de culturas también diversas.

notas

1 A lo largo del texto utilizo el nombre de “sistemas

naturales” como sinónimo de ecosistemas, mientras

que al hablar de “recursos naturales” hago general-

mente referencia a las poblaciones de especies de

plantas o animales utilizadas por los seres huma-

nos. Utilizo la palabra “servicios” para hablar de

los servicios de los sistemas naturales y a algunos

servicios de agro-ecosistemas (producción de agua y

mantenimiento de su calidad, captura de gases de in-

vernadero, hábitat de especies silvestres, regulación

del clima y mitigación de los impactos de algunos

desastres naturales).

2 Cuerpo teórico desarrollado por autores como Olson

(1965), Bromley (1992), Ostrom (1990), MacKay y Ache-

son (1987), Agrawal (1999) entre otros, que cuestiona

la validez universal de la teoría de la acción racional y

asume como uno de sus problemas centrales el análisis

de las condiciones en que los individuos cooperan.

3 He optado por traducir de esta manera el término

inglés Common pool resources que en otros textos lo

he hecho como “recursos de uso común, o recursos

de acceso común”.

4 El uso de un recurso puede ser consuntivo o no

consuntivo. Ejemplos de este segundo tipo de uso

son el turismo en áreas naturales, o bien el uso de la

atmósfera o los océanos como depósito de los desechos

de las actividades humanas. La condición de alto nivel

de rivalidad en el caso de los recursos comunes aplica

igualmente en el caso de los usos no consumativos.

5 Utilizamos las palabras recurso y bien como sinónimos.

6 Estas inversiones abarcan un amplio espectro de

actividades: monitoreo, combate de incendios, plagas,

estudios para orientar el manejo de los ecosistemas,

actividades de restauración, etc.

7 Estas restricciones pueden referirse al volumen de la

cosecha (o del depósito de residuos), a la temporalidad,

ubicación y tecnología de las actividades de extracción

o desecho y a otras posibles medidas de control de los

impactos ambientales de las actividades de uso.

8 Una extensa fuente de información sobre el desarrollo

de la teoría de la acción colectiva, de investigación

y temas relacionados con ella es The Digital Library

of the Commons, a la que puede accederse desde la

página web de la Asociación Internacional para el

Estudio de la Propiedad Colectiva (www.iascp.org).

Materiales generados por una red internacional de in-

vestigación sobre el uso de los bosques y sus relacio-

nes con comunidades locales pueden consultarse en

la página del Programa Internacional Forest Resources

and Institutions de la Universidad de Indiana (www.

indiana.edu/ifri.

9 Según las condiciones de dificultad/facilidad de exclu-

sión y alta/baja rivalidad, los distintos tipos de bienes

plantean distintos problemas de gestión y uso sosteni-

do. Se han mencionado ya los problemas característi-

cos de los bienes comunes, categoría dentro de la que

se ubican la mayor parte de los sistemas naturales, el

agua, la atmósfera, los océanos, pero también moder-

nos bienes construidos como es el caso de la red de

internet. Los bienes públicos (como son: la seguridad,

la paz, el alumbrado público) presentan de forma

característica problemas de provisión. Puesto que la

gestión de los bienes públicos y comunes involucra a

múltiples usuarios, su solución plantea, importantes

24 l. merino gAcetA ecológicA. número 78

costos de transacción.

El uso sostenido de

los bienes privados

requiere el seguimien-

to de reglas de apro-

piación y provisión,

cuya elaboración y

cumplimiento se ve

facilitado por la facili-

dad de exclusión.

10 Se considera la pro-

piedad colectiva como

propiedad privada

en la medida en que

los bienes sujetos

a ella no presentan

condiciones de acceso

abierto. Puesto que

los propietarios miem-

bros del colectivos

están identificados

en términos individuales y cuentan con derechos de

exclusión (de usuarios potenciales). En este sentido

la propiedad colectiva se asemeja más a la propiedad

privada individual que a la pública.

11 El hecho de que la conservación y/o el uso sostenible,

que exige costos presentes a favor de una perspectiva

de beneficio de largo plazo, no siempre equivale con

los intereses privados o de instituciones gubernamen-

tales, raras veces se tiene en cuenta, aún cuando en

distintos casos es patente que los intereses de este

tipo de entidades pueden favorecer el uso intensivo y

de corto plazo.

12 Entendido en este texto como relaciones de confianza

y reciprocidad entre actores, redes de intercambio y

visiones compartidas

13 Los incentivos no solo son económicos, el contar con

derechos de decisión sobre los usos de los recursos

comunes es un importante incentivo para asumir los

costos que implica el cumplimiento de las reglas de

provisión y apropiación

y la participación en su

diseño y monitoreo.

14 Esta propuesta

teórica ha dominado por

décadas el pensamiento

económico. Contempla

a los individuos como

“maximizadotes” racio-

nalistas, que participan

en acciones colectivas,

en función de sus intere-

ses particulares.

15 Donde además de los

problemas mencionados,

la acción estatal enfrenta

en mayor medida proble-

mas de falta de financia-

miento y de cuadros, bu-

rocratismo, autoritarismo,

corrupción y ausencia de

prácticas de rendición de cuentas.

16 Resultan relevante los impactos del calentamiento

global en los ecosistemas forestales boreales, que

están sufriendo en mucho mayor medida de in-

cendios catastróficos y plagas. Otro grave ejemplo

es de la presencia creciente de huracanes de gran

potencia, también favorecidos por los procesos

de cambio climático y cuyos impactos locales son

seriamente agravado por la deforestación de las

regiones afectadas.

17 Considero que no existe una palabra española que

traduzca exactamente el sentido de la palabra inglesa

stewardship, que significa resguardo o tutoría. Históri-

camente los stewards ejercían el gobierno y el cuidado

de los reinos en ausencia de los reyes, y en condicio-

nes de minoría de edad de los herederos.

18 La presencia de fuego puede ser o no de origen an-

trópico y en muchos casos los incendios obedecen a

causas naturales y antrópicas.

ApropiAción, instituciones y gestión sostenible 25enero-mArzo de 2006

19 Este es caso de especies de árboles consideradas

como pioneras tardías, que requieren de importantes

aperturas den el dosel del bosque. Lo mismo sucede

con distintas poblaciones de fauna silvestre que se

alimenta de plantas herbáceas que crecen en zonas de

vegetación secundaria.

20 Este ha sido el caso de las extracciones forestales que

se realizaron en gran parte de los bosques templados

de pino-encino de las cordilleras de México, donde

durante décadas (1950-1980) se realizaron extrac-

ciones de especies de pino (pinus, sp.), basadas en

métodos de extracción selectiva y que tuvieron como

impacto cambios en la composición de los bosques,

en los que la presencia de encinos (quercus, sp.) pasó

a ser dominante (Snook y Negreros 1986).

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Este artículo se recibió el 17 de octubre de 2005 y fue aprobado en 8 de enero de 2006. Imágenes: fotografías de Karl Blossfeldt (1865-1932).

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Oferta y pagO de serviciOs ambientales hídricOs 29enerO-marzO de 2006

Resumen. El pago de servicios ambientales (PSA) se vislum-bra como una herramienta para prevenir la degradación de los ecosistemas y mejorar el bienestar humano. Hoy en día aunque se han implementado diversas iniciativas de PSA, difieren sustancialmente en los métodos empleados para evaluar el servicio ambiental. Este documento presenta una revisión de seis casos de estudio sobre servicios am-bientales hídricos y los compara en términos de la unidad de análisis, la identificación de los actores, así como los métodos para evaluar la oferta ambiental y la valoración económica del mismo.

Palabras clave: servicios ambientales, hidrología, cuenca, valoración económica

Abstract. Incentives as the payment of environmental services (PES) has being pointed out as a tool to prevent the ecosys-tem degradation as well as to improve human wellbeing. Nowadays initiatives of PES are implemented, however, they differ significantly on the methods they used to evaluate environmental services. This paper presents an overview of six case studies of hydrological environmental services and compares them in terms of unit of analysis, the identification of stakeholders as well as the methods used to assess the environmental offer and the economical valuation.

Keywords: environmental services, hydrology, watershed, economic valuation

Gaceta ecológica 78 (2006): 29-46 © Instituto Nacional de Ecología, México

* Instituto Nacional de Ecología-semarnat, México. Correo-e: fregoso@ine.gob.mx

La oferta y el pago de los servicios ambientales hidricos:

una comparación de diversos estudios

IntroduccIón

Las sociedades obtienen una amplia variedad de bene-

ficios de los ecosistemas, entre los que se encuentran

los alimentos, las medicinas, las materias primas para

la construcción así como el agua que bebemos o utili-

zamos para diferentes fines. A esta gama de provechos

se les considera actualmente servicios ambientales

(SA), y son los que proporcionan, en gran medida,

el sustento de las sociedades humanas y de las eco-

nomías mundiales (MA 2003a). Durante las últimas

décadas se han publicado distintas propuestas para

tratar de definir y de clasificar los SA. entre las que

podemos mencionar a Hueting et al. 1998, de Groot

et al. 2002, Costanza et al. 1998, MA 2003a, CINPE

2002, PRISMA 2001, DOF, 2004.

alejandra fregOsO*

30 a. fregOsO gaceta ecOlógica. númerO 78

Los servicios ambientales hídricos (SAH) son

aquellos que resultan del ciclo hidrológico, producto

de la capacidad de los ecosistemas para captar agua

y así mantener la oferta hídrica disponible para el

beneficio de la sociedad (Costanza et al.1998). En

este sentido, la disponibilidad de agua depende de la

capacidad de los ecosistemas de realizar los procesos

biogeoquímicos vinculados con la regulación hidroló-

gica. De igual forma, la disponibilidad de este recurso

limitado está en función de la magnitud del consumo

humano y del impacto de las actividades de manejo

en el ecosistema.

Si bien el agua es un recurso natural fundamental

e indispensable para el mantenimiento de la vida en el

planeta y el desarrollo de las sociedades, el abasteci-

miento y acceso al agua a nivel mundial ha disminuido

drásticamente (Revenga et al. 2001). Uno de los temas

actuales más apremiantes en materia ambiental son

los considerables procesos de deterioro que presentan

los ecosistemas a nivel mundial. Esta pérdida afecta

de manera negativa la capacidad de los ecosistemas

para realizar sus funciones y procesos ecosistémicos,

relacionados con la regulación hidrológica, y por lo

tanto, su capacidad de proveer SA (GEF 2002, Revenga

et al. 2001).

Hoy nos enfrentamos a una crisis mundial de este

recurso. Se estima que 20% de la población no cuenta

con agua potable, que la mitad carece de métodos de

saneamiento y que alrededor del 40% de las personas

viven en países considerados con estrés hídrico medio

o alto (GEF 2002, Revenga et al. 2001). Aunado a esto,

tenemos que el volumen de agua contenida en presas

se ha cuadruplicado en los últimos 40 años. De tal

forma que existe más agua dulce en embalses (de tres

a seis veces más), que circulando de manera natural

en los ríos (MA 2005b).

La transformación de los ecosistemas naturales en

los últimos 50 años ha sido la más rápida y extensa

que en ningún otro periodo de la humanidad (MA

2005b). La magnitud y las implicaciones socioam-

bientales del manejo poco sostenido de los SAH, son

actualmente considerables (Revenga et al. 2001).

Esto nos hace replantear las estrategias de manejo

de los recursos y por ende de los servicios ambien-

tales. Asimismo, evaluar los patrones de consumo

actuales y las estrategias para proveer de insumos a

una creciente población humana que depende de los

SA. Bajo este contexto, se han identificado incentivos

económicos, como el pago por servicios ambientales

(PSA), como una posible herramienta para prevenir el

deterioro ambiental, mantener y mejorar la calidad

de vida humana.

Esta iniciativa tiene como fin aminorar y prevenir

los problemas ambientales, a través de la participa-

ción activa de los beneficiarios y proveedores de los

SA. El PSA plantea que los propietarios de las tierras

sean retribuidos por los servicios que éstas generan

conciliando así sus intereses e incentivos con los de la

sociedad que beneficia (Pagiola y Platais 2003).

Actualmente en todo el mundo se están implemen-

tando diversos esquemas de PSA hidricos, los cuales

difieren sustancialmente en cuanto a la definición y

clasificación del SA, el marco conceptual empleado,

así como los métodos utilizados para la valoración

económica y la evaluación ecológica del servicio

en cuestión. Es necesario contar con una estructura

básica de análisis que permita desarrollar propuestas

de PSA más equitativas y cercanas a la realidad en

cuanto a la relación entre las sociedades humanas

y su entorno natural (Pattanayak 2004). Pero, sobre

todo, que permitan mejorar la calidad de vida de las

personas así como también promover la protección de

los ecosistemas y establecer mejores relaciones entre

los proveedores y beneficiarios de los SA.

Este trabajo presenta un análisis de seis estudios

de casos sobre el PSA hídricos y trata de identificar los

métodos empleados para valorar el SA desde la perspec-

tiva económica y ecológica y la apreciación social del

SA. La figura 1 muestra la estructura de análisis que se

siguió para la realización del presente estudio.

Oferta y pagO de serviciOs ambientales hídricOs 31enerO-marzO de 2006

Los puntos considerados para cada caso fueron.

(a) la identificación del SA, (b) la unidad geográfica

de análisis, (c) la unidad social de análisis y la iden-

tificación de los actores principales (proveedores y

beneficiarios), (d) los métodos empleados en la eva-

luación biofísica del SA (oferta ambiental); también

se consideraron: (e) los métodos utilizados para la

valoración económica tanto por parte de los actores

involucrados como los modelos teóricos, y (f) la

implementación del caso. De igual manera, se iden-

tificaron los principales factores que ponen en riesgo

la capacidad de los ecosistemas de proveer servicios

ambientales.

o bien, del espacio geográfico (Lovell et al. 2002). En

este sentido, la escala nos permitirá entender cuáles

son los procesos dominantes involucrados en la(s)

función(es) ecológica(s) que proporciona el SA, la

velocidad a la que estos ocurren y el posible impacto

del beneficio del SA.

Los beneficios de los SA pueden ser de importancia

para la sociedad ya sea a nivel global o local. La retención

de suelos en una ladera es un ejemplo de un servicio

que fácilmente se puede circunscribir a una entidad

geográfica. Mientras que otros servicios no presentan

demarcación territorial alguna, como la regulación del

clima, que constituye un servicio con beneficios a escala

global (Chomitz y Kumasi 1998, Kiersch 2000).

En este sentido, resulta de gran relevancia identifi-

car la escala de trabajo, la unidad natural o seminatu-

ral garante de proveer el servicio así como los procesos

ecológicos más significativos de las funciones ecológi-

cas que proveen el SA (de Groot et al. 2002). Una vez

definido el objetivo, será mucho más fácil establecer

una estrategia de trabajo para evaluar el SA tanto en

términos ecológicos como socioeconómicos.

Los servicios ambientales relacionados con la ofer-

ta hídrica han retomado el enfoque de cuencas como

la perspectiva de análisis que permite circunscribir

la oferta natural del servicio a una unidad geográfica

funcional. Este enfoque permite también identificar

la relación entre los principales actores en el manejo

del territorio (Landell-Mills y Porras 2002). De igual

forma, facilita evaluar el impacto de las actividades

socioeconómicas en la calidad de los ecosistemas

y su efecto sobre la capacidad de los ecosistemas

de realizar funciones vinculadas a la generación de

servicios (Kiersch y Tognetti 2002).

IdentIfIcacIón de proveedores y benefIcIarIos de

servIcIos ambIentales

El PSA plantea que los propietarios de las tierras

que proporcionan un servicio ambiental deben ser

la unIdad natural que proveen los servIcIos

ambIentales y la escala de estudIo

Uno de los temas más controversiales sobre la pues-

ta en marcha del PSA es la calidad del servicio que

proveen los ecosistemas en un espacio geográfico y

en el tiempo. En este sentido, la escala, definida por

la Real Academia Española como el tamaño o pro-

porción en que se desarrolla un plan o idea permite

concretar la dimensión de análisis, ya sea de tiempo,

Servicio ambiental hídricoServicio ambiental hídrico

figura 1. esquema empleadO para el análisis

de lOs sa hídricOs

Unidad social que provee y

se beneficia del SA

Evaluación biofísica

de la oferta

Valoración económica del

proveedor y beneficiario

Valoración integral

Unidad biofísica

que provee el SA

Servicio ambiental hídrico

32 a. fregOsO gaceta ecOlógica. númerO 78

retribuidos por los beneficiarios de los mismos. De

esta manera, se logran concertar los incentivos de

los propietarios por conservar y mantener el buen

funcionamiento de los ecosistemas que proveen de

SA, con los intereses de la sociedad para retribuir por

aquellos beneficios generados (FAO 2000).

El esquema de PSA establece que dichos benefi-

cios se expresan en términos monetarios, dentro de

un esquema utilitario y del precio del mercado de

determinado SA (Pagiola y Platais 2003). Sin embar-

go, en países en vías de desarrollo, como México,

la importancia de los SA para los individuos y la

sociedad está vinculada a su trascendencia cultu-

ral, social, ambiental, económica y a su cualidad

esencial, más no necesaria y exclusivamente, a un

valor monetario asignado al SA (Toledo 1998). Es por

ello importante reconocer cuáles son los alicientes

de esos individuos o sociedades que permitirían

promover la conservación de los ecosistemas, así

como los estímulos para establecer acuerdos entre

los diferentes actores.

En este sentido, identificar a los principales ac-

tores involucrados dentro de un esquema de PSA y

sobre todo, reconocer la importancia de cierto SA,

resulta fundamental para la elaboración y puesta en

marcha de una iniciativa de este tipo. Reconocer la

importancia de la participación social en el manejo

integral de los recursos naturales ha sido una herra-

mienta clave para la planeación del manejo de los

recursos a mediano y largo plazos (Hare et al. 2002).

En este sentido, durante el desarrollo de esquemas

de PSA resulta relevante promover esquemas que

fomenten la participación y la retroalimentación

tanto de los proveedores como de los beneficiarios

del servicio. Una de las estrategias clave para ello es

la divulgación de los beneficios que proporcionan los

ecosistemas, dirigidos tanto a la población de zonas

urbanas como rurales, con la finalidad de crear vín-

culos entre los actores principales, los proveedores o

propietarios de las tierras y los beneficiarios del SA.

Para el caso especifico de los servicios hídricos, el

PSA responde, por un lado a la necesidad de disponer

del recurso agua en términos de cantidad y calidad,

y por otro, a la necesidad de vincular a los usuarios

del servicio con los manejadores de las tierras que

los proveen.

métodos de valoracIón ecológIca y económIca de

los servIcIos ambIentales

La valoración de los SA que ofrecen los ecosistemas

es una estimación antropocéntrica y por tanto subje-

tiva, respecto del beneficio o el nivel de utilidad que

presentan los SA para satisfacer las necesidades o pro-

porcionar bienestar a ciertos individuos o sociedades

humanas (Gatto y de Leo 2000). Es por ello que la

apreciación del beneficio, la utilidad o la importancia

de los SA que ofrecen los ecosistemas depende de la

disciplina desde la que se analicen, de los intereses

particulares de los individuos, de la valoración que

da la sociedad en su conjunto al SA especifico y al

Oferta y pagO de serviciOs ambientales hídricOs 33enerO-marzO de 2006

nivel de información con el que se cuente para hacer

la estimación del valor o importancia del SA.

En la actualidad no existe un método que evalúe

el agua como servicio ambiental ya que el enfoque

de valoración económica de este líquido es relativa-

mente nuevo y aún está a debate. Sin embargo, hoy se

reconocen tres diferentes enfoques para la valoración

de los ecosistemas y de los SA que estos proveen. La

valoración ecológica, que hace referencia a aquellos

procesos ecosistémicos principales, producto de las

interacciones entre los componentes bióticos y abió-

ticos que proveen SA. La valoración económica, que

se enfoca a estimar la contribución de los ecosistemas

al bienestar humano y el desarrollo económico y la

valoración cultural, la cual se basa en el valor que

tienen ciertos elementos del paisaje para una sociedad

a partir de diferentes percepciones socioculturales de

su entorno natural (de Groot et al. 2002).

La valoración de cada uno de estos enfoques por

separado es una limitante para comprender la relación

de interdependencia entre la calidad de los ecosiste-

mas y su capacidad de proveer servicios ambientales

en el tiempo y en el espacio. Asimismo, limita reco-

nocer la importancia social de un determinado SA,

así como identificar sus beneficios económicos para

los individuos o sociedades es el tiempo y el espacio

geográficos.

Y, desafortunadamente, una aproximación pura-

mente económica no permitirá resaltar la importancia

de promover la integralidad funcional de los ecosis-

temas y la relación con el impacto de las actividades

económicas.

una revIsIón general de los casos de estudIos

Los aspectos analizados para cada uno de los casos

se presentan de manera sintética en el cuadro 1 (pp.

40-42). Los temas analizados fueron: (a) la identifi-

cación del servicio, (b) la unidad geográfica en la que

se suscribe el caso y si ésta se encuentra bajo algún

estatus de protección, (c) la unidad social de análisis

y la identificación de los actores principales (provee-

dores y beneficiarios), (d) los métodos empleados en

la evaluación biofísica y en la valoración económica

del servicio y (f) la implementación del caso.

prOvincia de heredia, cOsta rica (cOrderO-

camachO 2001)

El reconocimiento legal del recurso hídrico como

servicio ambiental en Costa Rica requiere que éste

sea valorado económicamente, cobrado en las tari-

fas por el servicio de agua potable y compensado

a los propietarios que participan en la protección y

recuperación del bosque. Bajo este escenario se de-

sarrolla un mecanismo que incluye en las tarifas por

abastecimiento de agua potable, el valor económico

del servicio ambiental hídrico (agua potable) y el

costo ambiental por recuperar el bosque en áreas de

importancia hídrica en la provincia de Heredia. La

unidad geográfica de análisis es la microcuenca, que

integra cuatro microcuencas de dicha provincia (ríos

Ciruelas, Segundo, Tibás y Bermúdez). Las zonas pro-

veedoras del servicio son las partes altas, las cuales se

encuentran bajo presión debido a procesos de cambio

de uso del suelo como consecuencia de las actividades

ganaderas. Los actores principales por parte de los

proveedores del servicio son los finqueros de la zona

rural de montaña y los beneficiarios del servicio son

los residentes de la zona urbana, los establecimientos

comerciales y el sector gobierno.

Los métodos utilizados para establecer la estructu-

ra tarifaria hídrica con base en factores ambientales se

compone de la valoración de captación y la valoración

de recuperación. La primera, se realizó a partir de una

valoración económico-ecológica del recurso agua, a

través del valor de productividad hídrica del bosque.

Dicha valoración integra el costo de oportunidad de

la actividad ganadera por captación de agua, la pon-

deración por parte de expertos y de la sociedad. Esta

34 a. fregOsO gaceta ecOlógica. númerO 78

ponderación se da en términos de la importancia del

bosque en función del recurso hídrico y la estimación

de agua captada por la cubierta forestal. La valoración

de recuperación, contempla el costo de las actividades

para la rehabilitación de las microcuencas. Para ello

se hizo una valoración del costo de rehabilitación

del bosque, que integra el costo de las actividades de

reforestación en la superficie degradada, la ponde-

ración de la importancia del bosque en función del

recurso hídrico y la estimación de agua captada por

los bosques en la cuenca.

De manera paralela, el estudio realiza un análisis

que tiene como objetivo identificar la disponibilidad

de proveer el SA y conocer el monto que los finqueros

aspirarían a recibir por la protección y regeneración

del bosque. La respuesta se analizó a través de un

escenario de compensación monetaria (equivalente

al del costo de oportunidad del uso del suelo). Asi-

mismo, se realizó una investigación para conocer la

disposición a pagar por parte de los beneficiarios,

del SA. El método empleado fue el de valoración

contingente.

El modelo de estructura tarifaria hídrica agrega

una cantidad equivalente a los US$0.0057/m3 a la

tarifa de agua potable y la tarifa de tratamiento poste-

rior al servicio. Los propietarios finqueros vinculados

al programa de protección y/o regeneración natural

del bosque reciben a través de prOcuencas US$68.86/

ha/año, que equivale a la porción de costo de opor-

tunidad. Los propietarios que realizan actividades

de reforestación en zonas de potencial productivo de

agua, reciben US$571.86 a lo largo de cinco años. El

resto del monto correspondiente al costo por esta-

blecer una plantación forestal es pagado en especie,

con árboles para sembrar con un valor de US$326.34.

Actualmente, el proyecto ha implementado las tareas

de protección y/o recuperación en un radio de 0.5 a

1 km aguas arriba de cada una de las fuentes, para

el abastecimiento de agua potable. De manera para-

lela, se desarrollan estudios para definir las áreas de

recarga de acuíferos y los sitios que deben protegerse

a mediano plazo.

la esperanza, cOsta rica (rOjas y aylward 2002)

Este caso presenta un mecanismo de cooperación

para establecer un contrato de PSA entre dos parti-

culares, por el servicio ambiental hídrico. El contrato

establece el pago por parte de los beneficiarios de

SA, a los proveedores del servicio ambiental. En

este caso, los SA hídricos por los que se paga son:

mantener un caudal estable durante la época de

secas, disminuir la tasa de sedimentación y reducir

los flujos altos.

La unidad geográfica en donde se desarrolla el caso

es la cuenca del río La Esperanza, la cual cuenta con

un área aproximada a los 34 km2. La zona proveedora

del servicio hídrico se localiza río arriba, cubierta por

un bosque en buen estado de conservación. Uno de los

actores más importantes en el manejo de los recursos

naturales en la cuenca es la ONG conservacionista

Liga de Conservación Monteverde (MCL), dueña de

la mayor parte de la cuenca y encargada del monito-

reo y la prevención del cambio de uso del suelo. La

presa hidroeléctrica La Esperanza (LEHP) se encuentra

en la parte alta del río y es la interesada en hacer el

pago por los beneficios que obtiene del bosque. En

la zona también existen pequeños poblados rurales

dispersos, cuya actividad económica está centrada

principalmente en la agricultura de café y fruticultura

y la producción ganadera para carne y leche.

El marco conceptual del contrato se basó en el

esquema de PSA desarrollado en Costa Rica en 1996, el

cual tiene su origen en las iniciativas del sector forestal

gubernamental de reforestación, y posteriormente de

conservación del bosque fuera de las áreas bajo protec-

ción. A finales de los años noventa se eliminaron los

subsidios a la conservación del bosque y se estableció

el PSA. Bajo este esquema, la hidroeléctrica y la ONG

conservacionista establecen un contrato privado por

Oferta y pagO de serviciOs ambientales hídricOs 35enerO-marzO de 2006

la preservación de la co-

bertura forestal durante

un plazo de 99 años. El

monto de pago estableci-

do está en función de lo

que paga el Fondo Fores-

tal Nacional (fOnafifO),

entidad gubernamental

encargada de buscar y

distribuir los fondos a los

proveedores del SA.

El monto que fOnafi-

fO maneja es de US$40/

ha/año por el pago de

un conjunto de cuatro

servicios. El contrato en-

tre LHEP–MCL retoma ese

esquema, pero establece

el costo de un solo SA, el

de servicio hidrológico,

en US$10ha/año. El contrato privado entre LHEP–MCL

establece el pago de distintos montos en diferentes

etapas del proyecto. En este caso, no se realizó una

evaluación de la oferta ambiental y la valoración eco-

nómica del servicio estuvo en función del esquema

que fOnafifO implementa en Costa Rica. El contrato

se estableció básicamente para evitar cualquier riesgo

ocasionado a la hidroeléctrica por el cambio en el

uso del suelo.

área metrOpOlitana de san salvadOr, el salvadOr

(prisma 2001)

En las últimas décadas, el crecimiento poblacional del

área metropolitana de San Salvador (AMSS) sobre zonas

permeables, idóneas para la recarga de los acuíferos,

ha mermado su recarga, y a su vez, incrementado la

demanda de agua por parte de la población. En este

sentido, el abastecimiento de agua superficial es cada

vez más importante en el suministro de agua pota-

ble para el AMSS. Por

esa razón, la Comisión

Nacional de Desarrollo

propuso que la parte alta

de la cuenca del río Lem-

pa se considere zona

productora de servicios

ambientales hídricos.

La zona reconocida

como productora de

servicios ambientales

forma parte de la cuenca

transfronteriza del río

Lempa (El Salvador,

Honduras y Guatemala).

La porción que corres-

ponde a El Salvador, se

encuentra al norte del

país y comprende tres

regiones: norte, media y

sur, que corresponden a la zona de montaña, las serra-

nías y la llanura aluvial, respectivamente. Los actores

principales son los productores agrícolas ubicados en

la zona norte que provee el servicio, mientras que las

familias de los municipios del AMSS, que se abastecen

de agua potable del sistema río Lempa, constituyen

los beneficiarios del mismo.

El método utilizado para conocer el valor econó-

mico del SA fue el de valoración contingente bajo el

formato de referéndum de esta forma se conoció la

disponibilidad a pagar por la protección y conserva-

ción de bosques y agroecosistemas de la zona norte.

En este caso no se hace una evaluación de la oferta

ambiental que ofrece dicha zona. En el método de

valoración contingente se le proporciona al benefi-

ciario información referente a la relación entre el uso

del suelo y la provisión de agua, para posteriormente

conocer su inclinación a pagar.

El estudio revisado aporta información para cuan-

tificar los beneficios sociales derivados de la provisión

36 a. fregOsO gaceta ecOlógica. númerO 78

del SA y proporciona un rango de monto a pagar por

recibir el servicio, mismo que puede ser de gran uti-

lidad para establecer un mecanismo de PSA.

la ciudad de cuenca, ecuadOr (ecOdecisión 2002)

Cuenca es una de las tres ciudades más pobladas de

Ecuador y cuenta con un sector industrial importante.

Durante los últimos años la demanda de agua para

uso industrial y para la generación de energía se ha

incrementado y los problemas de contaminación

afectan la calidad del agua potable. Con la finalidad

de hacer una planeación para continuar suministran-

do de agua potable así como asegurar la calidad y

cantidad de los recursos hídricos, la municipalidad

y la empresa local gubernamental encargada de la

administración de agua potable, alcantarillado, tra-

tamiento de aguas residuales y telecomunicaciones

(ETAPA), deciden hacer un manejo integrado de los

recursos hídricos. El servicio hídrico que se analiza

es el de disponibilidad de agua potable en cantidad

y calidad.

La zona de estudio la conforman las cuatro micro-

cuencas principales de la ciudad de Cuenca, las cuales

forman el río del mismo nombre, en una superficie

de poco más de los 1,500 km2. Las zonas en donde se

forman estos cuatro ríos son parte del Parque Nacional

Cajas. Los beneficiarios más importantes del servicio

son los habitantes de la ciudad de Cuenca, los agricul-

tores y ganaderos, el sector turístico y una planta de

electricidad. Por parte de los proveedores se encuentra

el Parque Nacional Cajas así como los agricultores y

ganaderos de las partes altas de las cuencas.

La creciente demanda de agua y el incremento de

los problemas de contaminación del agua en zonas

rurales y de sedimentación de los reservorios ha dado

lugar a problemas para la generación de energía y el

tratamiento del agua. Con la finalidad de conocer la

demanda y la oferta ambiental del agua en la zona,

la Comisión Nacional de Recursos Hídricos realizó un

estudio donde demostró que a través de las concesio-

nes se asigna mucha más agua que la disponible. El

inventario de concesiones y las investigaciones sobre

el monitoreo fluvial realizados con la Universidad de

Cuenca, aportaron datos importantes para conocer

que la oferta ambiental del recurso está siendo rebasa-

da. Como resultado se creó un sistema de contabilidad

desarrollado por ETAPA, el cual incorpora a los costos

por metro cúbico de agua (captación-transporte y tra-

tamiento-distribución) y los costos de las actividades

realizadas para la protección de cuencas. El costo

establecido por ETAPA, cuya diferencia se considera el

mínimo para generar una utilidad subsidiando el 80%

del costo, mismo que es absorbido por ETAPA.

De manera paralela se realizaron consultas a ga-

naderos cuenca arriba por ser los proveedores del SA

y por resultar su actividad la más importante, la de

mayor expansión en la zona y la de mayor impacto en

la calidad y cantidad de agua. Las consultas reflejaron

la disponibilidad a recibir un pago por la protección

Oferta y pagO de serviciOs ambientales hídricOs 37enerO-marzO de 2006

de la parte alta de la cuenca así como el rango de la

cantidad que los ganaderos desearían recibir pagos

por los costos de oportunidad del ganado.

región manggarai, indOnesia (pattanaya y Kramer

2001 a y b)

El Parque Ruteng se estableció en 1993 para proteger

el bosque de Mannggarai, frenar la deforestación e

iniciar actividades de reforestación y conservación de

tierras y para mejorar las condiciones ambientales de

las cuencas. Este parque es de gran relevancia para

los habitantes de la región, ya que les provee del

servicio de mitigación de sequía, al mantener y con-

servar el caudal base de los ríos. El estudio que aquí

analizamos aporta información sobre la valoración

de los SA que ofrecen las cuencas bajo protección. El

área de interés corresponde a los bosques ubicados

en las partes altas de las 37 cuencas principales del

parque Ruteng. Los actores más importantes son el

propio parque, proveedor del SA, y los agricultores de

arroz cuenca abajo, ubicados en las inmediaciones del

parque, beneficiarios directos del servicio.

El estudio resalta la importancia y el beneficio

económico (aproximado) que el SA provee al sector

agrícola, cuantificando la relación entre la conser-

vación de los bosques y la mejora en el desarrollo

económico de las comunidades. Además, demuestra la

demanda del SA, a través de su valoración económica

por parte de la comunidad agrícola y teórica.

Se realizó una valoración económica y ecológica

a través de un modelo hidrológico y de microecono-

metría aplicado a valorar el SA, como el aumento de

caudal base y el incremento en la plusvalía del grupo

familiar agrícola. Este modelo es la valoración teórica

del SA. De manera paralela, la valoración económica

contempló un estudio para conocer el valor del ser-

vicio de mitigación de sequía, como la disponibilidad

a pagar por el SA ofertado (caudal base). El método

empleado fue el de valoración contingente, basado

en encuestas de opción dicotómica. De acuerdo con

el valor teórico de la mitigación de sequía, el caudal

base afecta la utilidad, mientras que el cambio en

la ganancia es una medida monetaria del valor del

caudal base que equivale (teóricamente) a la dispo-

nibilidad a pagar por el SA. Se desarrolló el modelo

de productividad del grupo doméstico agrícola para

valorar el SA, el cual relaciona la mitigación de la

sequía, la producción, la plusvalía y la maximización

de la utilidad del grupo familiar.

El modelo de disponibilidad a pagar mostró las

diferencias entre la disposición de la gente y el cam-

bio calculado en la ganancia (relación teórica). Esta

diferencia se liga con la percepción que los encues-

tados tienen sobre el valor del SA (caudal base) y el

incremento percibido en las ganancias. La manera en

la que incorporaron esta diferencia en la propuesta fue

con un factor de “ajuste”, que incluye la ponderación

del incremento de la ganancia percibida, similar al

de “no uso”. Este factor depende de las condiciones

ambientales, atributos demográficos y la posibilidad

a mitigar la sequía.

A partir de estos análisis se estableció el rol del agua

en la producción y la rentabilidad agrícolas, y se obtuvo

una estimación del valor promedio anual de la plusvalía

marginal de US$ 0.36 por mm de caudal base. El análisis

permitió evaluar el impacto de la cobertura vegetal en

dicho caudal y los factores climáticos y fisiográficos

que afectan directamente la mitigación de la sequía y

su variación espacial en las inmediaciones del parque

así como la valoración económica del SA.

Se obtuvo un valor promedio anual de disponi-

bilidad a pagar por el SA de US$2.79, que incluye el

incremento percibido anual de la plusvalía por control

de sequía (US$1.97) y el factor de ajuste (US$0.82).

La disponibilidad a pagar por el SA indica que los

beneficiaros lo demandan pese a que existen factores

ambientales y socioeconómicos que afectan su valo-

ración. El valor promedio de disponibilidad a pagar

por el SA equivale aproximadamente al 10% del costo

38 a. fregOsO gaceta ecOlógica. númerO 78

anual de la agricultura, al 75% de las cuotas anuales

por irrigación y al 3% del gasto anual por alimenta-

ción. Se estima que el valor de disponibilidad a pagar

multiplicado por el número de familias en la zona

de estudio para la protección de la cuenca generaría

la mitigación de sequía en la región, lo que a su vez

daría como resultado el incremento en el bienestar de

la comunidad agrícola.

Aunque la propuesta de PSA aun no se implementa,

sin embargo, este estudio demuestra que en aquellas

zonas donde la cobertura vegetal y el caudal base man-

tienen una relación positiva, se estima un incremento

en la ganancia agrícola anual de hasta 10%. Asimis-

mo, dicho trabajo demuestra la innegable demanda

del servicio, a través de la valoración económica por

parte de la comunidad agrícola y su comparación con

la valoración teórica. El estudio presenta la diferencia

en la valoración económica espacial por parte de la

comunidad agraria sobre el SA percibido, así como la

variación espacial de la oferta ambiental de este ser-

vicio. Se espera que la información generada sea de

utilidad para hacer una planeación adecuada sobre la

gestión de las cuencas en el parque Ruteng y mejorar

el desarrollo económico de sus comunidades.

landa de matamOrOs y amealcO, méxicO

(delegación semarnat querétarO 2002)

Con la finalidad de promover acciones orientadas a la

conservación de la cubierta forestal, frenar la defores-

tación y aminorar los factores de riesgo, la delegación

de Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales

en Querétaro, México, realizó un estudio prospectivo

sobre el pago por servicios ambientales en los mu-

nicipios de Landa de Matamoros y Amealco. El PSA

lo realizaría el gobierno al canalizar el presupuesto

ambiental a los proveedores de los SA de captura de

CO2 e infiltración de agua.

En este caso se analizaron dos microcuencas,

una en el municipio de Landa de Matamoros, con un

área de 5.72 km2 y la microcuenca del municipio de

Amealco con una superficie de 2.1 km2. El estudio

no identificó claramente los proveedores del SA y

los beneficiarios del SA, sin embargo, se menciona

que un programa de esta índole beneficiaría a gru-

pos que cuenten con una cubierta forestal capaz de

proveer el SA.

La valoración ecológica y económica incluyó el

servicio de captura de carbono e infiltración del agua.

El modelo se basa en el costo acumulado de captura e

infiltración (CACI) e integra el costo de oportunidad, el

precio del agua por infiltración, el precio internacional

por captura de carbono, el costo de reforestación y

restauración y el costo de protección o vigilancia. Para

obtener el CACI se evalúa cada servicio por separado.

El precio por infiltración de agua representa los costo

de oportunidad, los costos de protección y de refores-

tación entre la aportación de la cubierta forestal a la

infiltración de agua. La tasa de infiltración promedio

estimada en 20%, proviene de estudios previos de la

Semarnat. El cálculo biofísico de infiltración por hectá-

rea utilizó un modelo desarrollado por la Universidad

de Chapingo el cual considera factores que afectan

directamente el proceso de infiltración, como tipo y

textura de suelo, uso del suelo y cobertura vegetal, a

través de coeficientes de escurrimiento.

En este caso, el PSA para captura de CO2 e infiltra-

ción de agua está en función de los costos acumulados

para mantener la cobertura forestal, o bien, el costo

de oportunidad. La ganancia neta o compensación

por mantener la cobertura forestal que permita la

captura de carbono y la infiltración de agua se sinte-

tiza en la sumatoria de costo acumulado de captura

e infiltración (CACI).

El costo de oportunidad se estimó en un valor de

$456.16ha/año, el costo de protección (vigilancia) en

un valor de $100 ha/año, el costo de reforestación y

restauración en $1,000 ha/año. El valor económico

del precio de infiltración para el caso de Landa de

Matamoros se estimó en $6.74m3/ha/año, para el

Oferta y pagO de serviciOs ambientales hídricOs 39enerO-marzO de 2006

caso de Amealco en $173.63 m3/ha/año. El valor

estimado para el conjunto de servicios ambientales

por hectárea por año es de $1,737.13 para Landa de

Matamoros y de $1,741.73 para Amealco. Este valor

del costo acumulado por los dos servicios ambienta-

les contrasta con el valor estipulado en el programa

nacional que lanzó en 2003 la Comisión Nacional

Forestal (COnafOr. El Programa de pago por servicios

ambientales hidrológicos realiza un pago anual de

$300/ha en zonas con cobertura vegetal de bosque

templado y selva, y en el caso de una cobertura de

bosque mesófilo de montaña, se establece un pago

anual de $400/ha con el compromiso de mantener

una cobertura de dosel mínima del 80% durante los

cinco años de duración del convenio.

dIscusIón y conclusIones

El concepto de SA ha plasmado de forma más estrecha

el vínculo indisoluble entre el desarrollo de las socie-

dades humanas y sus economías, con la permanencia

y transformación de los ecosistemas. En donde los

procesos naturales, sociales y económicos se en-

cuentran intrínsecamente relacionados, la percepción

sobre la disponibilidad de los recursos naturales y la

relación de dependencia de las sociedades humanas

y los ecosistemas ha cambiado en los últimos siglos.

De esta manera, la conservación y el manejo de los

ecosistemas no se percibe como un costo para la so-

ciedad, sino como una inversión para mantener los

ecosistemas e incrementar los beneficios que de estos

se obtienen (Johnson et al. 2001).

Iniciativas como la del PSA se vislumbran como

una estrategia para promover el mantenimiento y la

conservación de los ecosistemas, frenando los factores

de riesgo que los afectan. Sin embargo, es necesario

desarrollar mecanismos de valoración y evaluación

mucho mas robustos que permitan alcanzar logros so-

cioambientales que realmente reflejen una mejora en

la calidad de vida de los individuos y sociedades.

Asegurar la disponibilidad de agua potable para

uso doméstico es una de las principales razones de

la implementación o estudio de las iniciativas de PSA

analizadas. En sólo dos casos, la regulación del caudal

hidrológico ha sido el punto de partida.

En todos los casos estudiados, la cuenca es la

unidad geográfica natural y funcional en donde se de-

sarrollan iniciativas de servicios ambientales hídricos.

Este enfoque permite, por un lado, estudiar y evaluar

aquellos procesos biogeoquímicos vinculados a la re-

gulación hidrológica, y por el otro, permite entender la

relación entre los impactos de las actividades humanas

y sus efectos en los procesos ecosistémicos.

La mayoría de los casos, ya sean estudios pros-

pectivos o esquemas de PSA, hacen uso de al menos

información hidrológica básica. Algunos análisis reto-

man estudios hidrológicos previos y sólo en algunas

ocasiones se genera información actualizada sobre

la oferta ambiental, como base para el desarrollo de

un sistema de pago. Un aspecto que puede ser una

limitante para la evaluación biofísica del SA es la

40 a. fregOsO gaceta ecOlógica. númerO 78

cuadrO 1. cOmparación de lOs diferentes estudiOs de casO analizadOs

Servicio ambiental hídrico

Unidad biofísica de análisis

Área bajo protección

Factores de riesgo

Actores proveedor/bene-

ficiario

Unidad social de análisis

Evaluación biofísica

del SA

Datos biofísicos

Valoración económica

del SA

cOsta rica (a)

Agua potable consumo

doméstico

Microcuencas

No

Cambio de uso del suelo

por ganadería

Finqueros/residentes urba-

nos, comercio, gobierno

Finqueros/residencias,

establecimiento comercial

Estimación de la oferta de

agua, demanda de agua por

sector y caudal ecológico

Agua captada por el bos-

que y opinión de expertos

Valor de captación

hídrica, valor del costo de

recuperación

cOsta rica (b)

Regulación de caudal,

retención de sedimentos

Cuenca

Si

Cambio de uso del suelo

ONG conservacionista/

empresa hidroeléctrica

Asociación

No

No

No, retoman el monto que

estipula FONAFIFO

el salvadOr

Volumen de agua potable

consumo doméstico

Cuenca

No

Disminución de recarga de

acuíferos por crecimiento

urbano y contaminación

del agua

Agricultores/residentes

urbanos

Familia residente urbana

No

No

No

Oferta y pagO de serviciOs ambientales hídricOs 41enerO-marzO de 2006

ecuadOr

Agua potable consumo

doméstico

Cuenca

Si

Incremento de la demanda

de agua, contaminación

del agua y sedimentación

de reservorios

Parque nacional Cajas,

agricultores y ganaderos/

residentes urbanos, turis-

mo, planta eléctrica, agri-

cultores y ganaderos

Propietario

Monitoreo fluvial, estudio

sobre oferta y demanda

hídrica

Datos hidrológicos

Sistema de contabilidad

del agua (costo del agua

y costo de protección de

cuencas)

indOnesia

Mitigación a la sequía

Cuenca

Si

Deforestación

Parque Ruteng/agricultores

Familia del grupo agrícola

Modelo hidrológico por

cuenca, estimación de la

oferta espacial del SA

Estudios previos, análisis

de la relación cobertura

vegetal-caudal base, datos

hidrológicos

Modelo de valoración de

mitigación de sequía

méxicO

SA mixto, captura de car-

bono e infiltración de agua

Microcuenca

No

Deforestación

No

Ninguna

Evaluación biofísica con

modelo de infiltración

Estudio previo estimación

de tasa de infiltración pro-

medio en bosque y datos

hidrológicos

Costo de oportunidad,

costo de protección y refo-

restación

méxicO

SA hidrológico

Predio

No necesariamente

Propietario del predio/ no

identificado

Propietario, núcleo agra-

rio, asociación o sociedad

No

No

No, el monto fue estipula-

do por la CONAFOR

(Continúa)

42 a. fregOsO gaceta ecOlógica. númerO 78

cuadrO 1. cOmparación de lOs diferentes estudiOs de casO analizadOs (continúa)

Valoración económica por

parte del proveedor

Valoración económica por

parte del beneficiario

Valoración integral

Implementación

cOsta rica (a)

Entrevista

Método valoración contin-

gente

Valor de productividad

hídrica del bosque

Estructura tarifaria que

incluye valor económico

del servicio y costo por

recuperación

cOsta rica (b)

No

No

No

Contrato entre particulares

el salvadOr

Estudio previo sobre costos

de oportunidad

Método valoración con-

tingente, Disponibilidad a

pagar por estrato social

No

No

Los SAH, según la semarnat, incluyen: servicios que inciden en la recarga de los mantos acuíferos, la calidad de agua, la reducción de la carga de sedimentos, la reducción de las corrientes, la conservación de manantiales, la disponibilidad de agua superficial en época de secas y la reducción de riesgos e inundaciones (DOF 2004).

disponibilidad de datos de calidad y buena resolución

tanto espacial como temporal. Tal es la situación

de países como México, que poseen con una gran

heterogeneidad ambiental, pero no cuentan con una

cobertura amplia de datos, aunque existen métodos

alternativos que pueden ser de utilidad para solventar

esa limitante (véase el trabajo de Maqueo y colabo-

radores en este mismo número).

La evaluación biofísica del SA hídrico, para la

mayoría de los casos, está en función de la cantidad

de agua disponible. No se consideran aspectos eco-

lógicos que reflejen la funcionalidad del ecosistema

ni su capacidad de proveer el servicio. En algunos

casos se hace explícita la inclusión de conocimiento

experto para derivar información útil referente a la

importancia de la cobertura vegetal y del proceso de

infiltración.

Se parte del supuesto de que la cobertura forestal

es un indicador garante de los servicios hídricos. En

este sentido, se desconoce cuál es la capacidad real

de los ecosistemas para proveer servicios hídricos en

términos de calidad, cantidad y, sobre todo, su conti-

nuidad en extemporal y espacial. No se reconocen los

procesos ecosistémicos más importantes, por lo que

no se hace un monitoreo adecuado del desempeño

de los mismos. En la mayoría de los casos, los PSA

hídricos se establecen principalmente para frenar el

cambio de uso del suelo que resulte en una transfor-

mación que deteriore la capacidad de los ecosistemas

de proveer de servicios ambientales.

Oferta y pagO de serviciOs ambientales hídricOs 43enerO-marzO de 2006

ecuadOr

Consulta, reflejan un rango

de costo de oportunidad

Consulta, refleja la dispo-

nibilidad a pagar

No

Sistema de contabilidad

que integra costos por

manejo de cuenca, con

subsidio del 80%

indOnesia

No

Método valoración contin-

gente encuestas y variación

espacial de la demanda

Valoración económica-eco-

lógica

No

méxicO

No

No

Modelo de costo acumula-

do de captura e infiltración

No

méxicO

No

No

No

Acuerdo, carta de adhe-

sión entre el propietario y

la CONAFOR

Respecto de la identificación de los actores invo-

lucrados, el enfoque de cuenca permite vislumbrar

de manera más clara las relaciones entre los actores

cuenca arriba (generalmente, los propietarios de los

terrenos que proveen los SA) y los actores cuenca

abajo (por lo común, los beneficiarios del servicio).

La unidad social de análisis para la mayoría de los

casos es, principalmente, el nivel local (familias

urbanas, agrícolas o campesinas, o bien empresas

hidroeléctricas o instituciones de conservación). En

este sentido, la unidad de análisis está vinculada a la

unidad espacial en cuestión.

Uno de los puntos más importantes en cuanto al

PSA es que los métodos de valoración económica apli-

cados a los SA simplifican la complejidad ambiental,

la cual tiene que ver con la capacidad del ecosistema

para establecer funciones ecológicas que permitan

proveer servicios ambientales (de Groot 2002). El

valor monetario asignado en la mayoría de los casos

no reflejará el valor “real” del SA en términos sociales,

ambientales o incluso económicos. El pago de los SA

depende, en gran medida, de la disposición por parte

de la sociedad que obtiene el beneficio, para retribuir

a los proveedores de dicho servicio. En este sentido,

resulta importante contar con una buena estrategia

enfocada a la educación y la difusión de información

conceptual, acerca del funcionamiento de los ecosis-

temas y los beneficios que estos proveen, para que

los individuos y la sociedad en su conjunto cuenten

con mucha más información al hacer la valoración

sobre los SA que obtienen.

Los países megadiversos como México se carac-

terizan por contar con una riqueza cultural que ha

desarrollado un vasto y milenario conocimiento sobre el

manejo y la conservación de los ecosistemas a largo pla-

zo (Toledo 1998). Esto se ha logrado gracias a una iden-

44 a. fregOsO gaceta ecOlógica. númerO 78

tificación profunda de los

individuos y sociedades

con los procesos natura-

les, lo cual ha permitido

salvaguardar la riqueza

natural y cultural frente

a un medio utilitario, de

cambio acelerado y depre-

dación (CHAC 2001). Sin

embargo, hoy en día la

creciente pérdida del vín-

culo entre las sociedades

y su entorno natural, así

como la desarticulación

social, representan un reto

para aquellas estrategias

de conservación de los

ecosistemas.

En países como el

nuestro, en donde gran

parte de la riqueza natural se encuentra en manos

de la propiedad social, resulta importante replantear

el tipo de incentivos que se emplean en un esquema

de PSA. En algunas ocasiones, pueden desencadenar

conflictos sociales, con impactos negativos para la

conservación de los ecosistemas, más que soluciones

viables. Como se observa en la mayoría de los casos

analizados, los incentivos empleados son del tipo

económico y sólo en algunos casos en especie. Es

necesario considerar que una iniciativa de PSA dentro

de un sector rural marginado y desarticulado social-

mente, tiene que dirigirse hacia incentivos enfocados

a fortalecer las capacidades locales para la gestión de

los recursos naturales y los servicios ambientales.

Uno de los motivos para desarrollar una estrategia

de PSA es intentar frenar los factores que ponen en

riesgo la capacidad de los ecosistemas de realizar los

procesos y funciones ecológicas y por ende mantener

la oferta hídrica. De los casos estudiados, el factor

de riesgo más importante es el cambio en el uso del

suelo ligado a procesos

de deforestación. Sin

embargo, sólo en al-

gunos casos se plantea

implementar acciones

paralelas al PSA, que

fomenten una mejora

en las condiciones de los

ecosistemas.

Uno de los puntos

clave de esta iniciativa

es que logra plasmar de

manera más clara y direc-

ta, la relación de depen-

dencia de las sociedades

humanas y su desarrollo,

con los beneficios que se

obtienen de los ecosis-

temas. En este sentido,

las ciencias ambientales

tienen mucho que aportar para comprender mejor las

relaciones que se derivan del binomio sociedad-medio

ambiente. Uno de los retos principales es traducir el co-

nocimiento generado e incorporarlo a un análisis integral

del manejo de ecosistemas y de servicios ambientales

en un contexto de cuencas hídricas.

agradecImIentos

Quisiera agradecer profundamente a los revisores por

sus comentarios y sugerencias que contribuyeron a

mejorar sustancialmente el presente documento.

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Modelos de siMulación 65enero-Marzo de 2006

Modelos de simulación para la elaboración y

evaluación de los programas de servicios

ambientales hídricos

Resumen: Este trabajo propone un marco conceptual para mejorar el diseño y la evaluación del Programa de pago por servicio ambientales hidrológicos en México. Se basa en un enfoque sistémico para apoyar la formulación explícita de un modelo teórico de los procesos subyacentes a la pres-tación de los servicios ambientales hidrológicos, que son el foco de uno de los esquemas de pago que actualmente opera la Comisión Nacional Forestal.

Palabras clave: funciones de los ecosistemas, modelado y toma de decisiones, predicción, escenarios, capital natural, pago por servicios ambientales, programas de cómputo

Abstract: This work proposes a conceptual framework to improve the design and the evaluation of the Payment for Environmental Hydrological Services in Mexico. It is based on a sistematic approach to support the explicit formulation of a theoretical model of the underlying processes to the benefit of the hydrological environmental services, that are the center of one of the payment schemes of the Comisión Nacional Forestal. Keywords: ecosystem functions, modeling and decision making, prediction, scenarios, natural capital, payment for environmental services, software

Gaceta ecológica 2005 76: 47-66 © Instituto Nacional de Ecología, México

IntroduccIón

Actualmente, el tema de la valoración económica de

los servicios ambientales es de gran interés en México

y el mundo. La preocupación sobre cómo internalizar

el capital natural que condiciona las actividades pro-

ductivas y el bienestar de la sociedad es un tema cen-

tral en la búsqueda de un desarrollo sustentable. En

nuestro país, la ruta de acción que se está transitando

hoy en día es la valoración de los servicios ecológicos

y la generación de políticas públicas conducentes a

su preservación y restauración.

Recientemente se han iniciado varios programas

de pago por servicios ambientales (PSA) en distintas

partes del mundo (FAO 2004, Pagiola et al. 2003). Estos

programas tienen como objetivo promover el manejo

octavio Pérez-Maqueo,* christian delfín,* alejandra fregoso,* helena cotler** y Miguel equihua*

* Instituto de Ecología A.C., Xalapa Apartado Postal 63, 91000 Xalapa, Veracruz.

** Instituto Nacional de Ecología-seMarnat.

66 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

sustentable de los servicios ambientales mediante

incentivos económicos. México cuenta desde el 2003

con un programa de Pago por servicios ambientales

hidrológicos (PSAH) y en octubre de 2004 se inició el

programa de Pago de servicios ambientales (PSA) para la

captura de carbono y la protección de la biodiversidad

que, además, apoya la reconversión a sistemas agrofo-

restales y el mejoramiento de sistemas agroforestales

preexistentes (www.conafor.gob.mx, D.O.F. 2004).

En estos programas se reconoce que los bosques

y las selvas proporcionan servicios ambientales de

distinta naturaleza.1 En particular, por medio del PSAH

el gobierno mexicano busca atender los problemas de

agua y deforestación en el país. Además, se plantea

el interés de generar un mercado de cobro y pago de

servicios ambientales, haciendo que los gobiernos

locales y organismos operadores de agua potable to-

men la estafeta del programa (www.conafor.gob.mx)

y puedan, con objetividad, incorporar la dimensión

ambiental en su lógica de producción y operación.

Para ello es importante contar con un programa de

PSAH flexible que pueda modificarse, adaptarse o

afinarse en función de la experiencia que se tenga

tanto de éste como de otros esquemas similares,

así como del mejoramiento que se obtenga de los

procesos ecológicos involucrados en la generación y

preservación de dichos servicios.

Experiencias previas al PSAH en México han mos-

trado que el diseño de los programas de PSA juega un

papel central para garantizar su éxito. En un estudio

realizado para la Comisión de Cooperación Ambiental

de Norteamérica, Mayran y Paquín (2004) evaluaron

25 esquemas de PSA y encontraron que estos tienden

a trabajar mejor cuando:

§ Están basados en evidencia científica clara y

consensuada que relaciona los usos del suelo y

la provisión de servicios.

§ Definen claramente los servicios que serán pro-

vistos.

§ Los contratos y los pagos son flexibles, continuos

y sin restricciones.

§ Los costos de transacción no exceden los bene-

ficios potenciales.

§ Se apoyan en fuentes de ingresos múltiples que

aportan un flujo de dinero suficiente y sostenible

en el tiempo.

§ Los cumplimientos, los cambios en los usos del

suelo y la provisión de servicios son cuidadosa-

mente vigilados, y

§ Son lo suficientemente flexibles para permitir

ajustes que mejoren su efectividad y eficiencia así

como su adaptación a condiciones cambiantes.

Trabajos anteriores indican que los esquemas de

PSA requieren de la atención de varios aspectos. De

lo contrario, los resultados pueden no corresponder

a las predicciones planteadas y en ocasiones inclu-

so ser contraproducentes. Ejemplo de esto son las

conclusiones publicadas por la FAO (2004) y que

muestran que para algunos casos, los PSA no son

el método más rentable para lograr los objetivos

planeados o incluso pueden generar incentivos per-

versos o desplazar problemas ambientales a otros

sitios (cuadro 1).

Ante esta situación, Senge y Sterman (1994)

sostienen que en muchas ocasiones los resultados

contra intuitivos son producto de las limitaciones

de nuestros modelos mentales al enfrentarnos a

sistemas complejos, dado que los procesos de reali-

mentación entre variables, las relaciones no lineales

y el retraso en los tiempos de respuesta pueden

rebasar nuestra capacidad de entendimiento. Para

Van den Belt (2004) es necesario utilizar herramien-

tas que nos permitan analizar las consecuencias

de nuestras políticas de manejo. Una de éstas es la

construcción explícita de modelos de simulación

(Senge y Sterman 1994). Por un lado, el proceso de

construcción de los modelos explícitos tiene como

principal atributo enriquecer las abstracciones que

Modelos de siMulación 67enero-Marzo de 2006

el ser humano construye en su mente sobre la forma

en que opera algún fenómeno del mundo real. Por

otra parte, la simulación es una manera de probar

y refinar los resultados de estas abstracciones y por

lo tanto, también suelen modificar nuestros modelos

mentales (Equihua y Pérez-Maqueo 2004). Entre

otras cosas, el enfoque basado en la construcción

de modelos es útil para planear, organizar y modi-

ficar los programas de PSA de manera sistemática;

además, permite detectar huecos de información,

facilita la comunicación interdisciplinaria y favorece

el planteamiento de nuevas preguntas sobre el tema

(Pérez-Maqueo et al. 2001, Dale 2003, Haefner 1996,

van Den Belt 2004).

En este contexto, el presente estudio propone un

marco conceptual para mejorar el diseño y la evalua-

ción del Programa de pago por servicio ambientales

hidrológicos en México.2 Este estudio se basó en un

enfoque sistémico para apoyar la formulación explícita

de un modelo teórico de los procesos subyacentes a la

prestación de los servicios ambientales hidrológicos,

que son el foco de uno de los esquemas de pago que

actualmente opera la Comisión Nacional Forestal

(conafor).

Este artículo está organizado de la siguiente

manera: en primer lugar se presentan algunos pun-

tos importantes a considerar con respecto al uso de

modelos de simulación para la toma de decisiones;

posteriormente, se mencionan los aspectos operati-

vos del PSAH en México y se sitúa el modelo dentro

del marco conceptual para servicios ambientales

propuesto por De Groot et al. (2002); específicamente

se identificó la combinación de variables biofísicas

que tiene mayor efecto en la infiltración, la retención

y el almacenaje de agua. En tercer lugar se explica

con detalle el modelo para el filtrado, retención y

almacenaje de agua y se identificaron los métodos

y sus respectivas fuentes de información para su

evaluación en México.3 Finalmente se realiza una

discusión amplia sobre la pertinencia de la utiliza-

ción de los modelos en general y para la toma de

decisiones en particular.

§ Se basan en generalizaciones no corroboradas por enfoques empíricos sobre la relación entre el uso de la

tierra y el servicio hídrico.

§ No constituyen el método más rentable para lograr los objetivos planteados.

§ Los proveedores, los usuarios y el servicio no están bien identificados.

§ Han sido ejecutados en ausencia de un mecanismo de seguimiento o fiscalización.

§ El modelo y el costo del servicio fueron impuestos políticamente y no responden a estudios sobre la deman-

da o la valorización económica del recurso.

§ El diseño no ha sido respaldado por estudios socioeconómicos o biofísicos previos.

§ Pueden constituir incentivos perversos o desplazar problemas ambientales o usos del suelo insostenible a

zonas aledañas.

§ Poseen una alta dependencia de recursos financieros externos.

§ Los programas y actividades han sido poco difundidos entre la población local.

cuadro 1. dificultades de exPeriencias Previas en otros PrograMas de Pago Por servicios aMbientales

Fuente: FAO (2004).

68 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

Los modeLos de sImuLacIón expLícItos para La

toma de decIsIones

¿qué son los Modelos y Para qué se usan?

Si bien el uso principal de los modelos es comunicar

un punto de vista sobre el mundo, no son la realidad,

y en el mejor de los casos resultan sólo una aproxi-

mación a ésta. No obstante esta última característica,

muchos de ellos son útiles para entender un problema

en particular o para predecir el comportamiento de

un sistema. En cualquiera de los dos casos, el usuario

debe estar consciente de estas limitaciones.

En la investigación científica, los modelos se usan

principalmente para entender tanto el mundo real

como la estructura lógica de un sistema abstracto,

como lo es una teoría científica. También se utilizan

para predecir el estado futuro al que podría llegar un

proceso dinámico dado. Otra aplicación se relaciona

con el “control”, es decir, la intervención, manipu-

lación o constricción guiada del comportamiento

de un sistema con el fin de producir una condición

deseada. Todo lo anterior depende de la información

disponible que se tenga sobre los impulsos del sis-

tema, sus respuestas y funcionamiento. Además del

uso de los modelos para interpretar la complejidad de

una situación, en ocasiones se pueden extrapolar los

resultados a escalas espaciales o temporales mayores o

niveles de organización más altos. Los modelos de los

tomadores de decisión difieren de los destinados a la

investigación porque su propósito o función también

es diferente. Mientras que los primeros se van primor-

dialmente para explicar el comportamiento observado

(contrastación de hipótesis) usan los modelos de

manejo se requieren para la predicción del efecto de

la manipulación del sistema, con un grado específico

de incertidumbre. Debe notarse que en ambos casos

reflejan los acuerdos logrados en la comprensión de

un fenómeno, por lo que pueden concebirse como

producto concreto de los procesos de consenso.

Existen varias formas de utilizar modelos de

simulación para atender un problema en particular.

Una de ellas es utilizar programas de cómputo don-

de previamente se han construido modelos, lo que

tiene la ventaja de solucionar un problema concreto

mediante la estimación de los parámetros de las ecua-

ciones sobre las que se basa dicho modelo. Es común

que estos programas tengan una documentación

detallada que explica cómo operarlos, y las ventajas

que ofrecen los hacen muy atractivos. Sin embargo,

también se presentan desventajas y es común que se

abuse de ellos al no considerar los supuestos y las

limitantes de aplicación (May 2004). Por otro lado,

las respuestas que dan estos programas a preguntas

específicas pueden ser sólo parte del problema, en

donde las variables pueden estar inmersas en una

red de interacciones con otras variables no consi-

deradas. De ser así, conocer los valores numéricos

o cualitativos a través de estos modelos puede dar

respuesta solamente a los síntomas del problema

real. En otras palabras, existen situaciones donde el

Modelos de siMulación 69enero-Marzo de 2006

modelo no existe y por lo tanto hay que crearlo, lo

que desde nuestro punto de vista significa generar las

ecuaciones que lo representan. Para ser precisos cabe

señalar que estos se crean generalmente mediante

la integración de otros modelos y con frecuencia, su

construcción es menos amigable que la aplicación de

uno ya existente. Sin embargo, estar involucrado desde

la concepción y la construcción del modelo favorece el

entendimiento de un problema en particular. En este

estudio se eligió utilizar un programa que permite

utilizar modelos previamente construidos que también

son lo suficientemente flexibles para modificarlos o

crear nuevos componentes.

¿cóMo calificar la validez del Modelo?

En términos estrictos, la verificación y la validación

de los modelos de los sistemas naturales es imposible

(Orestes et al. 1994). Esto se debe a que los sistemas

naturales son abiertos y los modelos se enfocan a un

pequeño subconjunto de los muchos procesos que

pueden estar desarrollándose. Para ello los modelos

se basan en supuestos y en “ideales” que ayudan a

construir de las teorías: resortes sin fricción en física,

gases ideales en fisicoquímica, mercados perfectos en

economía, por mencionar sólo unos cuantos ejem-

plos. En todo caso, los modelos se pueden confirmar

mediante la demostración de que existe concordancia

entre las observaciones y la predicción, pero esta

confirmación es inherentemente parcial (Orestes et al.

1994). No obstante lo anterior, las políticas se aplican y

las decisiones se toman y en este escenario, los modelos

aún con toda su imperfección, son útiles para asistir

en el proceso. Una vez aceptado que los modelos

sólo se pueden evaluar en términos relativos y que

su capacidad predictiva está siempre puesta en duda

podemos presentar algunas definiciones operativas.

La verificación de un modelo es la demostración de

que el formalismo del modelo es correcto, es decir, los

códigos del programa de cómputo o las matemáticas

son mecánicamente correctos. La calibración es la

estimación y ajuste de los parámetros del modelo y de

las constantes para mejorar la concordancia entre la

salida del modelo y un conjunto de datos. Para probar

un modelo hay que generar predicciones y contras-

tarlas con un conjunto de datos. La validación es una

demostración de un modelo dentro de su dominio de

aplicabilidad y posee un intervalo de confianza con-

sistente con la aplicación que se le intenta dar a aquél.

Esta demostración indica que el modelo es aceptable

para su uso, pero no que resulte una verdad absoluta

o que sea el mejor modelo disponible. La validación

involucra una comparación de datos simulados, con

datos obtenidos por observación y medidas del siste-

ma real de interés (Rykiel 1996).

Finalmente, el interés por el uso que se le da a

los modelos dentro de la toma de decisiones se ha

ampliado en los últimos años. Hoy en día, el manejo

de los recursos naturales exige que el análisis de un pro-

blema determinado se realice integrando un enfoque

multidisciplinario. Risbey et al. (1996) señalan que

la conexión de la representación matemática de dife-

rentes componentes de sistemas naturales y sociales

en un modelo de simulación es una forma mediante

la cual se puede realizar dicha integración. Así, los

modelos tradicionales están siendo reemplazados

con aquellos que incorporan componentes humanos

que facilitan la generación de escenarios y funciones

de apoyo a las decisiones. La visión holística de este

enfoque incrementa la complejidad de los modelos y

hace más difícil que los resultados coincidan con los

registros históricos. En estos casos, el aumento de la

incertidumbre exige incorporar un proceso continuo

de monitoreo a largo plazo, a fin de corroborar, y si

se requiere, adaptar el modelo planteado.

Bajo esta realidad, ha sido necesario calificar la

calidad de un modelo no sólo como una función de

su aproximación al comportamiento en contraste

con el observado en el sistema real y la solidez de

las hipótesis que los sostiene, sino también por el

70 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

propósito particular para el cual es construido (Puccia

y Levins 1985, Nichols 2001). Entre estos otros usos

están: identificar áreas de ignorancia, complementar

la información existente, organizar o coordinar la

investigación empírica, diseñar experimentos, tomar

datos de campo o asignar óptimamente el presupuesto

de alguna investigación.

El modelo que se presenta en este artículo fue

armado en Stella, a partir de una modificación al cons-

truido por Voinov et al. (2004). Para este proyecto fue

necesario profundizar en sus ecuaciones y supuestos

con el fin de modificarlo de acuerdo con las condi-

ciones particulares de México, con lo que se ganó en

términos de entendimiento y de flexibilidad. La razón

principal por la cual se eligió esta aproximación tiene

que ver con las posibilidades de crecimiento de este

tipo de modelos a futuro.

Otra característica del lenguaje de cómputo uti-

lizado en la construcción del modelo, y que lo hace

atractivo para el PSAH, es su capacidad modular.

Un módulo es un conjunto de fuentes de códigos

de computadora que pueden simular procesos de

manera independiente o unirse a otros que sean de

interés para el usuario. Con esta estructura es posible

que el usuario construya modelos que se ajusten a

sus necesidades particulares acoplando submodelos

disponibles en una librería o generando nuevos com-

ponentes cuando esto sea necesario. El modelo que

se presenta en este trabajo sería entonces uno de los

componentes de esta librería y estaría ligado a otros

relacionados con la oferta y demanda de servicios

ambientales.

eL programa de pago de servIcIos ambIentaLes

hIdroLógIcos (psah) en méxIco

El PSAH mexicano acota como servicios ambientales

hidrológicos a aquellos que brindan los bosques y sel-

vas y que inciden directamente en el mantenimiento

de la capacidad de recarga de los mantos acuíferos,

Fuente: Muñoz et al. (2004).

§ El programa está orientado a conservar los bosques no comerciales importantes para la capacidad de recarga

de acuíferos y la protección de las cuencas hidrológicas.

§ Da prioridad a los bosques protegiendo acuíferos sobreexplotados y cuencas con alta escasez de agua o alta

frecuencia de desastres naturales en eventos de precipitación extrema.

§ Establece acuerdos anuales con propietarios forestales individuales o colectivos, renovables hasta por cinco

años.

§ Se paga por resultados. Sólo se entregan los pagos después de verificar que no hubo deforestación en las

áreas forestales acordadas. Si no se cumple no se paga.

§ Se pagan anualmente $300 por hectárea en todos los bosques o selvas, excepto en el caso de los bosques

mesófilos de montaña, los cuales reciben a $400 por hectárea.

§ Está financiado con el destino específico de una porción de la recaudación federal por concepto de aprove-

chamiento de los cuerpos de agua de la nación.

§ Busca dar prioridad a los bosques y selvas en más riesgo de deforestación, y no cubiertos ya por otro tipo de

apoyos al uso sustentable de recursos madereros.

cuadro 2. PreMisas del PrograMa de servicios aMbientales hidrológicos

Modelos de siMulación 71enero-Marzo de 2006

el mantenimiento de la calidad de agua, la reducción

de la carga de sedimentos cuenca abajo, la reducción

de las corrientes durante los eventos extremos de pre-

cipitación, la conservación de manantiales, el mayor

volumen de agua superficial disponible en época

de secas y la reducción del riesgo de inundaciones.

Mediante el PSAH se paga a los beneficiarios, dueños

o legítimos poseedores de terrenos con recursos fo-

restales, por los servicios ambientales hidrológicos

que presta el buen estado de conservación de sus

bosques y selvas (D.O.F. 2004a). El cuadro 2 presenta

los puntos básicos del programa.

Los propietarios de los predios que se ven fa-

vorecidos con este programa están obligados, entre

otras cosas, a mantener el uso de suelo y la cobertura

forestal de los predios en la extensión y ubicación

acordadas en la carta de adhesión durante el plazo

que se marca en la misma, incluyendo los predios

bajo manejo forestal maderable. De esta manera, se

parte del supuesto que la provisión de servicios am-

bientales está relacionada con la cobertura forestal de

los predios de bosques y selvas. Para verificar que el

dueño del predio cumple con su obligación se evalúa

el estado de conservación de la cobertura arbórea a

través de imágenes satelitales o fotografías aéreas di-

gitales con una antigüedad no mayor a un año y con

resolución de por lo menos 5 m2 por pixel (artículo 9

del Acuerdo D.O.F. 2004a).

eL marco conceptuaL de Los servIcIos ambIentaLes

La implementación de un esquema de pago por

servicios ambientales debe basarse en un marco

conceptual (figura 1) que permita identificar los

principales procesos que suceden en los ecosistemas,

y que se postula que proveen los diferentes servicios.

En este sentido, De Groot et al. (2002) proponen un

marco conceptual que permite clasificar, describir

figura 1. esqueMa concePtual sobre bienes y servicios aMbientales

Fuente: modificado a partir de De Groot et al. 2002.

Valores ambientales

Valores socioculturales

Valores económicos

Procesos y estructura del

sistema (bosques y selvas)

Bienes y servicios del ecosistema

Valor total

Procesos de toma de decisiones para

determinar opciones de política y medidas de

manejoFunciones del ecosistema

1. Regulación2. Hábitat3. producción4. Información

72 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

y valuar las funciones, los bienes y los servicios de

los ecosistemas.

Bajo este marco, de acuerdo con De Groot (1992),

se definen como funciones del ecosistema a “la capaci-

dad de los procesos naturales y componentes para pro-

veer bienes y servicios que satisfacen las necesidades

humanas, directa o indirectamente”. Cada función es

el resultado de los procesos naturales del subsistema

ecológico del cual es parte. Por otro lado, los procesos

naturales son el resultado de interacciones complejas

entre componentes bióticos y abióticos de ecosistemas

a través de fuerzas universales de control de materia

y energía (cuadro 3).

Las funciones de los ecosistemas de regulación,

hábitat, producción e información generan el conjunto

de servicios y bienes ambientales que pueden ser

valuados desde distintos enfoques (ecológico, socio-

cultural y económico) y que determinan los procesos

de toma de decisión. Bajo el marco conceptual de De

Groot et al. (2002), el PSAH queda incluido como una

de las opciones de política y medida de manejo. La

repercusión de esta política (como de cualquier otra)

tiene efectos no sólo en las funciones del ecosistema

que generan los servicios ambientales y que serían

las que interesan al PSAH sino en otros procesos y

estructuras del sistema. Por definición, construir un

modelo para todo el sistema es imposible y en el me-

jor de los casos podemos proyectar el efecto de estas

políticas en algunos de sus componentes y procesos.

Las preguntas que se deseen contestar y los objetivos

del trabajo determinarán cuáles serán los conceptos

y procesos que se integrarán en el o los modelos de

simulación.

Obviamente, modelar los procesos de las funciones

del ecosistema que generan los servicios ambientales

por los cuales paga el PSAH es uno de los temas de

interés. No obstante, otros temas interesantes tam-

bién pueden ser abordados bajo este esquema de

modelación, entre los que se encuentran: optimizar

los recursos para la operación del programa, entender

cuadro 3. funciones del ecosisteMa y los bienes y servicios que Prestan

funciones

Funciones de regulación

Prevención de disturbios

Retención de suelo

coMPonentes y Procesos del ecosisteMa

Mantenimiento de los procesos ecológicos

esenciales y de los sistemas de soporte de vida

Filtrado, retención y almacenaje de agua dulce

(por ejemplo, en acuíferos).

Influencia de la estructura del ecosistema en el

amortiguamiento de disturbios ambientales.

Papel de la matriz de raíces y biota en la reten-

ción del suelo.

bienes y servicios

§ Mantenimiento de la capacidad de recar-

ga de los mantos acuíferos

§ Mantenimiento de la calidad de agua

§ Conservación de manantiales

§ Mayor volumen de agua superficial

disponible en época de secas

§ Reducción de las corrientes durante los

eventos extremos de precipitación

§ Reducción del riesgo de inundaciones

§ Reducción de la carga de sedimentos

cuenca abajo

Modelos de siMulación 73enero-Marzo de 2006

cuáles son los factores que influyen en la decisión de

los dueños de los predios para anexarse al PSAH o

instrumentar un mercado de servicios ambientales.

Modelo filtrado, retención y alMacenaje de agua

Una de las ideas sobre la cual se basa el PSAH en

México es que la conservación de bosques y selvas

favorece los procesos de filtrado, retención y almace-

naje de agua, lo que incrementa la oferta de bienes y

servicios relacionados. Al respecto, existe el acuerdo

en que estos procesos dependen de factores que va-

rían espacial y temporalmente como: la pendiente del

sitio, las características y composición del suelo, las

especies de árboles, los tipos de vegetación, el clima y

los regímenes de manejo, entre otros. Obviamente, la

inversión para instrumentar y medir el efecto de estos

factores en los procesos ecosistémicos es elevada. Bajo

este escenario y considerando además la resolución

espacial y temporal que exige el PSAH, resulta muy

difícil hacer predicciones sobre la cantidad de agua

que se filtra, retiene o almacena. No obstante, simu-

lar estos procesos y el efecto de estos factores con

base en modelos teóricos y métodos de evaluación

consensuados puede ser de utilidad en varios senti-

dos. En primer lugar, nos permite explicar con base

en el conocimiento actual cómo operan los procesos

de filtrado, retención y almacenaje. La simulación

permite formular hipótesis sobre el efecto relativo

que tiene cada una de las variables incluidas en el

modelo (componentes biofísicos) sobre los procesos

que generan servicios ambientales. Al conocer este

efecto es posible evaluar la importancia de las medi-

das de conservación consideradas en las políticas del

PSAH a las cuales se comprometen los dueños de los

predios beneficiados. También se puede jerarquizar

el tipo de información que es importante recabar o

generar en caso de querer realizar proyecciones más

confiables con el modelo. Por otro lado, con una

calibración y validación adecuada de estos modelos

incluso se pueden generar proyecciones del estado

futuro de estos servicios ambientales.

Modelo concePtual

El modelo conceptual se presenta en la figura 2 (pági-

na 56) y parte del supuesto que el agua en un territorio

dado fluye siguiendo el siguiente recorrido:

Lluvia Intercepción Superficie Zona del suelo insaturada del suelo

Zona saturada del suelo

Cada una de las etapas del modelo conceptual

presentado está definido por ecuaciones que inte-

rrelacionan las características físicas y biológicas

que la componen (véase el documento completo en:

http://www.ine.gob.mx /dgoece/cuencas/ev_agua_

serv_amb.html).

Sin embargo, el reto de este estudio es propor-

cionar a los usuarios una fuente de datos accesibles

a nivel nacional para la evaluación de los servicios

ambientales referidos. Por ello, con base en el modelo

conceptual y las ecuaciones anteriores se construyó el

modelo de simulación utilizando el programa Stella

Research, versión 8.0 para Windows (Stella Research

High Perfomances Systems, 2003).8

El diagrama de flujo (figura 3) resume el proceso

de toma de datos necesarios para la estimación de los

parámetros del modelo de simulación, además se men-

cionan los componentes y las variables necesarias.

Los parámetros del modelo se obtuvieron a partir

de fuentes de información con los siguientes formatos:

cartografía digital, cartografía impresa, información

bibliográfica y bases de datos de agencias gubernamen-

tales y otras instituciones. Las fuentes de información

principales fueron la cartografía impresa y la digital

elaborada por el Instituto Nacional de Geografía, Es-

tadística e Informática (INEGI,www.inegi.gob.mx), los

modelos digitales de elevación y los datos vectoriales

74 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

topográficos se adquirieron en formato digital a escala

1:50,000. También se consultó la cartografía generada

por el Instituto Nacional de Ecología (www.ine.gob.mx),

por la Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de

la Biodiversidad (www.conabio.gob.mx) e información

generada por la Comisión Nacional de Agua (CNA).

características del relieve

Las características del relieve y geográficas que se pue-

den obtener a partir del Modelo digital de elevación

escala 1:50,000 del INEGI, se pueden observar en el

cuadro 4 y son relativamente fáciles de conseguir.

La latitud del sitio, dada en coordenadas geográ-

ficas del centroide del sitio, se utiliza para calcular la

radiación solar en la atmósfera, la cual se explicará

en el tema de clima.

Las pendientes se expresan en mapas al igual

que la elevación, con valor de 1 donde no hay incli-

nación y 9 donde se existe la máxima inclinación;

para esta valoración fue necesario generar valores

equivalentes entre 1 y 9 que representara los grados

figura 2. Modelo concePtual de los Procesos hidrológicos

cuadro 4. características geográficas y toPográficas

factores

Características del relieve y geográficas

variables

Elevación (altitud)

Pendiente (inclinación)

Latitud del sitio

unidad de Medida requerida en el Modelo

M.s.n.m.

Grados de inclinación

Grados

Transpiración

Flujo superficial

Intercambio superficie saturada

Flujo subterráneo

Agua en la zona saturada

Percolación y flujo ascendente

Agua en la zona no saturada

Infiltración

Agua en la superficie

Precipitación

Evaporación

Modelos de siMulación 75enero-Marzo de 2006

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76 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

cuadro 5. intervalos de inclinación

Pendiente (intervalos) descriPción del intervalo

valor del MaPa grados Porcentaje de

inclinación (%)

1 0-5 0-11 De casi plano a ligeramente inclinado

2 6-10 12-22 De ligeramente inclinado a fuertemente inclinado

3 11-15 23-33 De fuertemente inclinado a moderadamente ondulado

4 16-20 34-44 De moderadamente ondulado a escarpado moderado

5 21-25 45-55 De escarpado moderado a escarpado

6 26-30 56-66 De escarpado a muy escarpado en pie de monte

7 30 - 40 66-90 De muy escarpado a laderas poco transitables

8 41-60 91-133 De laderas poco transitables a paredes de caída

9 > 60 133-200 De paredes de caída a escarpados profundos intransitables

cuadro 6. variables del coMPonente vegetación

factores variables Potenciales unidad de Medida requerida

en el Modelo

Vegetación IAF (índice de área foliar) S/u

Profundidad de las raíces M

Altura de vegetación M

de inclinación de los sitios a simular (cuadro 5). De

acuerdo con el modelo se supone que mientras mayor

sea la pendiente menor será la tasa de infiltración. La

inclinación de las laderas por donde escurre el agua

excedente se expresa en porcentaje de inclinación o

en grados de inclinación. Los valores de entrada van

entre 0 y 90 grados.

vegetación

La vegetación es un factor importante en los procesos

de captación de agua, los cuales se ven afectados prin-

cipalmente por la altura de la vegetación, la densidad

del follaje y la profundidad de las raíces (cuadro 6).

El índice de área foliar (IAF) es el área que cubren

las hojas sobre una unidad de área de la superficie.

Los valores de IAF son importantes en los procesos

de intercepción y evaporación. En general, para el

caso de México no existen fuentes de información

de donde se puedan obtener series de tiempo para

este parámetro y que sean de acceso al público. Sin

embargo, se pueden utilizar métodos de medición

muy sencillos como son los medidores de área foliar

o los densiómetros. Otras formas de medición del

Modelos de siMulación 77enero-Marzo de 2006

IAF, aunque suelen ser mucho más costosas arrojan

información precisa cubriendo una mayor superficie,

tal es el cálculo del IAF con análisis de imágenes de

satélite de alta resolución; de hecho, es la única téc-

nica disponible para la medición de esta variable a

nivel regional (Mateucci y Buzai 1998). No obstante,

se puede calcular el IAF utilizando los valores del

NDVI (Normalized Difference Vegetation Index). Para

mayor detalle del proceso se recomienda consultar

los trabajos de Running y Hunt (1993) y Mateucci y

Buzai (1998).

La profundidad de las raíces, también es una

variable de peso en el modelo y depende de las espe-

cies que componen un sitio en particular, así como

de la profundidad del suelo y de la profundidad y

penetrabilidad del manto rocoso. Se recomienda que

esta variable se infiera a partir de la experiencia de

botánicos, ya que se pueda medir en campo si se

tiene la oportunidad de hacerlo, o en su defecto, que

se utilicen los valores generalizados por Canadell et

al. (1996) que se muestran en el cuadro 7.

La altura de la vegetación es una variable relati-

vamente fácil de obtener de forma directa en campo

y utilizando el mapa de uso de suelo y vegetación,

escala 1:250,000 generado por INEGI, ya que en el

envés del mapa se encuentran los valores de la altura

de los estratos que aparecen por asociaciones.

características físico-quíMicas del suelo

En cuanto a las características del suelo, el único pa-

rámetro que hay que introducir en el modelo es el tipo

cuadro 7. Profundidad de las raíces según gruPo funcional de creciMiento

Grupo funcional

Profundidad Árboles Arbustos Herbáceas y pastos Cultivos anuales

7.0 ± 1.2 m 5.1 ± 0.8 m 2.6 ± 0.1 m 2.1 ± 0.2 m

de textura. Los valores de porosidad, conductividad

hidráulica, cabeza de succión, capacidad de campo

y tasa de infiltración están asociados en el modelo a

los tipos de texturas. Estas variables influyen en los

intercambios de agua entre la zona superficial, la zona

no saturada y la zona saturada. Con excepción de

las tasas de infiltración, los otros parámetros fueron

calculados de acuerdo con Clapp y Hornberger (1978)

y Rawls, Brakensiek y Millar (1983) y los resultados

aparecen en el cuadro 8.

La capacidad de campo en el presente trabajo,

tuvo que ser calculada para cada tipo de textura con

Ufc = Ø ψsCp{[ ] }1

b(N)

la siguiente expresión:

donde

Ø es la porosidad por tipo de textura

ψs es la cabeza de succión de frente de mojado y

Cp es la cabeza de presión a capacidad de campo

en el estado de saturación.

Con relación a las tasas de infiltración, el De-

partamento de Agricultura de los Estados Unidos

ha publicado un Manual de hidrología e hidráulica

(ftp://ftp.wcc.nrcs.usda.gov) en donde se describen

cuatro grupos de suelo, ordenado según sus caracte-

rísticas hidrológicas y calculó en laboratorio las tasas

de infiltración que se indican en el cuadro 9. Como se

observa allí, las mayores tasas de infiltración se dan

en los suelos arenosos y las menores en los suelos

arcillosos.

78 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

cuadro 8. ParáMetros de green-aMPt Para varias texturas de suelo

textura clave Porosidad conductividad cabeza de factor "b" caPacidad

(ø) hidráulica succión del de caMPo

Kfsat (m/d) frente húMedo (Ufc)2

[ψs] (m)

Arena A 0.3950 15.2064 0.1210 4.05 0.0556

Franco arenosa Ca 0.4100 13.4784 0.0900 4.38 0.0625

Arenosa franca Ac 0.4350 2.9981 0.2180 4.90 0.0970

Franco limosa Cl 0.4850 0.6221 0.7860 5.30 0.1543

Franco C 0.4510 0.6005 0.4780 5.39 0.1334

Franco areno-arcillosa CAr 0.4200 0.5443 0.2990 7.12 0.1563

Franco limo-arcillosa CLr 0.4770 0.1469 0.3560 7.75 0.1968

Franco arcillosa Cr 0.4760 0.2117 0.6300 8.52 0.2275

Arcilla arenosa Ra 0.4260 0.1875 0.1530 10.40 0.2031

Arcilla limosa Rl 0.4920 0.0890 0.4900 10.40 0.2623

Arcilla R 0.4820 0.1106 0.4050 11.40 0.2670

textura clave gruPo tasa de infiltración (M/d)

hidrológico MíniMa MáxiMa

Arena A A 0.1824 0.2736

Franco arenosa Ca

Arenosa franca Ac

Franco limosa Cl B 0.0912 0.1824

Franco C

Franco areno-arcillosa CAr C 0.0312 0.0912

Franco limo-arcillosa CLr D 0.0000 0.0312

Franco arcillosa Cr

Arcilla arenosa Ra

Arcilla limosa Rl

Arcilla R

cuadro 9. tasas de infiltración usadas en el Modelo según la textura del suelo

Fuente:(modificado de Clapp y Hornberger 1978, Rawls, Brakensiek y Millar 1983.

Modelos de siMulación 79enero-Marzo de 2006

hidrología

En el modelo es necesario incluir los valores de la

profundidad a la que se encuentra el manto freático,

expresada en metros y la longitud de la red hidráulica

contenida en una celda (cuadro 10).

La altura del manto freático (profundidad a la

que se encuentra la cabeza de agua) se puede extraer

de la carta de Aguas subterráneas de INEGI, escala

1:250,000; la variable en la carta se denomina Nivel

estático (NE). Otra opción es solicitar a la CNA la in-

formación de profundidad de los pozos más cercano

al sitio a simular. En cuanto a la longitud de la red

hidráulica, la variable se mide sólo en la celda de apli-

cación del simulador y es el resultado de la sumatoria

de la longitud de los ríos y arroyos que se encuentran

en la celda. Esta variable tiene sentido para el modelo

cuando se pretende aplicar la simulación a más de un

sitio. Si el propósito es utilizarlo localmente se puede

omitir la longitud de la red hidráulica.

cliMa

A este factor lo componen las siguientes variables

que intervienen en procesos hidrológicos importantes:

evaporación, precipitación y evapotranspiración, las

cuales son variables que se encuentran en forma de

series de tiempo (cuadro 11).

Los datos para estas series de tiempo se pueden

obtener de las estaciones meteorológicas que admi-

nistra la Comisión Nacional del Agua distribuidas en

el territorio nacional. La CNA ha concentrado esta

información dentro del Extractor Rápido de Infor-

mación Climatológica (ERIC II ver. II 2000), y en él

factores variables unidad requerida en el Modelo

Hidrología Longitud de la red hidráulica en la celda m

Altura de la tabla de agua (nivel freático) m

cuadro 10. variables hidrológicas

favtores variable abreviación unidad requerida en

el Modelo

Temperatura promedio del aire T (°C) °C

Precipitación vertical PP mm

Evaporación directa E m/d

Velocidad del viento Wkm Km/hr

Humedad relativa HR %

cuadro 11. variables del factor cliMa

Clima

80 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

se pueden consultar datos de las medias diarias de

temperatura, evaporación de cacerola, precipitación

vertical, entre otras. Los datos se pueden solicitar en

formato digital en la Gerencia Regional de CNA más

cercana o vía internet (www.cna.gob.mx). Otra fuente

de información es la generada por el Sistema Meteo-

rológico Nacional (SMN) por medio de las estaciones

meteorológicas automáticas (EMA), las cuales registran

automáticamente valores de radiación solar, velocidad

del viento y humedad relativa.

El valor de latitud del sitio se utiliza para el cál-

culo de la radiación solar con el método de Nikolov

y Zeller (1992). Los valores de radiación calculados

están dados en series de tiempo diarias. Los datos de

radiación solar son necesarios para estimar la evapora-

ción de acuerdo con el método de Christiansen (1968

citado en Haan 1982) y la evapotranspiración por el

método de Penman-Monteith. El método de Nikolov

y Zeller (1992) sólo ajusta para latitudes del centro

de México hacia Norteamérica entre los meridianos

de 20° y 64° de latitud (r2=0.96). Para el resto de la

República Mexicana se pueden utilizar los valores de

radiación solar mensuales que han sido calculados por

List (1966) en función de la latitud. Se debe tener en

cuenta que la radiación solar para efectos del modelo

se necesita en series de tiempo diarias y los valores

tomados como constantes, como los generados por

List (1966), sólo proporcionan cálculos promedios

mensuales. En caso de utilizar estos valores, se debe

asumir el error de simulación generado. El modelo

puede calcular la evapotranspiración por dos métodos.

Uno de ellos es el de Penman-Monteith y el otro es

el de de Thornthwaite. Este último método es menos

confiable y en la medida de la disponibilidad de datos

es mejor usar la ecuación de Penman-Monteith.

dIscusIón y concLusIones

Utilizar un modelo basado en procesos para simular

las funciones del ecosistema que generan servicios

ambientales hidrológicos tiene varias ventajas. Una

de ellas es que estos modelos permiten hacer pro-

yecciones para situaciones en las cuales no existe

un monitoreo permanente de datos (por ejemplo,

mediciones de cantidad o calidad de agua en arroyos).

Los modelos basados en procesos utilizan ecuaciones

que describen las relaciones entre las variables de

entrada y salida, y en el caso de los modelos hidro-

lógicos, casi todos ellos se apoyan en el balance de

agua. Para operarlos es necesario contar con datos

de variables físicas y biológicas (Neitsch et al. 2002),

los cuales suelen no estar disponible para muchos

sitios. El desarrollo teórico de estos modelos ha hecho

posible utilizar métodos que pueden calcular algunas

de estas variables con resultados muy aproximados a

los datos empíricos. Dada la carencia de información

de datos en México para algunas de las variables, la

opción de poder calcular analíticamente algunos de

los procesos resultó muy conveniente. Por otro lado,

la construcción del modelo favoreció el entendimien-

to de los procesos ecológicos que generan servicios

Modelos de siMulación 81enero-Marzo de 2006

correspondan al sitio de interés (parametrización del

modelo) y que el modelo sea ajustado con una serie

de datos de entradas y salidas (calibración). Una vez

realizadas estas pruebas el modelo puede ser “valida-

do” con otra serie de datos independiente. La figura 4

muestra la relación entre estas pruebas y los datos.

La figura 4 indica con un sombreado el estado

actual del modelo que se presentó en este trabajo

con relación a estas pruebas de validez. En este caso

particular, se parte de un modelo conceptualmente

validado (balance de agua), que fue verificado (se revi-

saron a detalle las ecuaciones y su instrumentación en

la computadora) y se espera tener próximamente una

versión calibrada para el caso de Coatepec, Veracruz.

Para ello, actualmente un grupo de investigadores

del Instituto de Ecologia A.C. (Xalapa) desarrolla un

proyecto en la parte alta de la cuenca de la Antigua.

Dentro de los objetivos de este proyecto está evaluar

ambientales, por lo que fue posible analizar de qué

manera la oferta de estos servicios depende de la com-

binación de un conjunto de variables biofísicas, las

cuales pueden ser medidas o evaluadas para distintos

sitios. De hecho, con el modelo sería posible generar

una serie de simulaciones orientadas a encontrar

aquellas variables que optimizaran uno o varios de

los servicios ambientales.

Es conveniente discutir en este momento sobre la

posibilidad de utilizar el modelo con fines predicti-

vos. Como se mencionó anteriormente, los modelos

basados en procesos permiten proyectar la cantidad

de agua considerando las variables que intervienen

en el proceso. Para que esto sea posible es necesario

que las ecuaciones que gobiernan los procesos y su

incorporación en el programa de cómputo sean co-

rrectas (verificación del modelo). También se necesita

que los valores de los parámetros de estas ecuaciones

figura 4. ciclo de Modelación y Procesos de verificación, calibración y validación. la Porción soMbreada Muestra el

estado actual en el que se encuentra el Modelo que se utilizó en este trabajo

Fuente: modificado de Rykiel (1996).

ProbleMa

Objetivos y

requisitos

validez concePtual

Modelo conceptual

verificación del Modelo

coMPutarizado

Modelo computarizado

validación oPeracional

Análisis y moderación

Instrumentación en computadora

Parametrización y calibración

validez de los datos

82 o. Pérez M. et al. gaceta ecológica. núMero 78

el efecto de distintos tipos de vegetación en los pro-

cesos hidrológicos de la zona. Los resultados que se

obtengan a través de la instrumentación en varios

sitios incrementarán la precisión de los parámetros y

podrán ser usados para calibrar y validar el modelo.

Una vez que éste haya sido totalmente validado,

permitirá hacer mejores predicciones para la zona

de Coatepec.

Utilizar los resultados de las simulaciones para

predecir los niveles de agua en otros sitios es riesgoso

si no se cuenta con una calibración particular para

el sitio de interés. Por lo tanto, si el usuario pretende

usar el modelo con este fin, deberá ingresar los pará-

metros particulares del sitio y reajustar alguno de los

coeficientes que calibran el modelo.

Otro asunto que es interesante discutir es la aproxi-

mación que se siguió para instrumentar el modelo en

el programa de cómputo. Como se recordará el modelo

fue armado en Stella. Este ejercicio resultó complicado

y probablemente implicó más tiempo y esfuerzo del

que se hubiera invertido utilizando algunos de los

programas de cómputo disponibles (Maidment 1993,

Neitsh et al. 2002), muchos de los cuales son accesi-

bles y gratuitos. Algunos de ellos, como SWAT (Neitsh

et al. 2002), están bien documentados y además tienen

asociados bases de datos que apoyan el ingreso de los

parámetros en el modelo, así como herramientas para

acoplarlos con sistemas de información geográfica y

rutinas para calibrarlos. Sin embargo, la utilización

del modelo nos permitió ahondar en términos de

entendimiento y de flexibilidad del modelo. En ese

sentido, la estructura modular del programa permite

enriquecer la evaluación de los servicios ambientales

a medida de que se adquiere el conocimiento y/o los

datos que la apoyan.

Finalmente, reconocemos que el PSAH es un gran

avance dentro de la política ambiental en México,

al retribuir un beneficio a los poseedores de las

tierras donde se generan servicios ambientales. Sin

embargo, para que este programa sea cada vez más

exitoso, habrá que reconocer que la dinámica propia

de los ecosistemas en donde se insertan los PSAH

tiene un efecto importante en la oferta ambiental,

en la calidad y cantidad de los servicios que provee

el ecosistema. Los conceptos e ideas generados en

las teorías relacionadas con la dinámica de sistemas

y basados en la generación y aplicación de modelos

son elementos útiles que pueden apoyar la toma de

decisiones relacionadas con el PSAH y el manejo

de recursos naturales. Se considera que esta aproxi-

mación hace más flexible y sistemático el análisis

de los programas de pago de servicios ambientales.

Se espera que los resultados del presente trabajo

promuevan el análisis de los PSA bajo un esquema

multidisciplinario e integral que ayude a entender

de qué manera el PSAH influye en la conservación

de bosques y selvas y en la provisión de servicios

ambientales hidrológicos.

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Servicios Ambientales

Hidrológicos. Viernes

18 de junio, Secreta-

ria de Gobernación,

México.

————. 2004b. Acuerdo

que establece las

Reglas de Operación

para el otorgamiento

de pagos del Progra-

ma para desarrollar

el mercado de servi-

cios ambientales por

captura de carbono

y los derivados de la

biodiversidad y para

fomentar el estableci-

miento y mejoramien-

to de sistemas agrofo-

restales (PSA-CABSA)

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México.

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Este artículo se recibió el 10 de enero de 2006 y fue aprobado en 15 de marzo de 2006. Imágenes: fotografías de Karl Blossfeldt (1865-1932).

El ordEnamiEnto Ecológico-marino 47EnEro-marzo dE 2006

El ordenamiento ecológico marino

y costero: tendencias y perspectivas

FErnando a. rosEtE VErgés, gilbErto EnríquEz HErnándEz y ana córdoVa y VázquEz*

Resumen. El presente trabajo describe el desarrollo del ordenamiento ecológico en regiones marinas y costeras de México, desde los primeros estudios contratados por la Secretaria de Desarrollo Social (SedeSol) en 1989, hasta los trabajos y planteamientos desarrollados durante los últimos años.

Palabras clave: población y recursos costeros, estudios de ordenamiento costero y marino, metodología, manejo integrado de la zona costera

Abstract. That article describes the development of the coastal and marine ecological management in Mexico, from its very begining in 1989 until the works and new perspectives developed during the last years. Keywords: coastal resources and population, costal resources management and conservation, methodology, federal and local coastal planning

Gaceta ecológica 2005 76: 67-83 © Instituto Nacional de Ecología, México

IntroduccIón

Actualmente, el tema de mares y costas ha cobrado

relevancia dentro del sector ambiental del gobierno

federal. Este interés se refleja tanto en los trabajos diri-

gidos a definir una política institucional sobre el tema

(grupo de océanos y costas, integrado por las diversas

áreas de la sEmarnat y sus órganos desconcentrados

que tienen que ver con la planeación, la política am-

biental y los instrumentos de aplicación de la política

ambiental), como en la búsqueda de una adecuada

aplicación de los instrumentos de planeación en las

zonas costeras y marinas del territorio nacional.

A nivel internacional, desde la conferencia de las

Naciones Unidas sobre Medio Ambiente y Desarrollo,

celebrada en 1992 en Río de Janeiro, se identificó la

* Instituto Nacional de Ecología-sEmarnat. Correos-e: frosete@ine.gob.mx, enrigil@ine.gob.mx y acordova@ine.gob.mx

48 F. rosEtE, g. EnríquEz y a. córdoVa gacEta Ecológica. númEro 78

importancia de instrumentar y mejorar el manejo de

las zonas costeras (capítulo 17 de la Agenda 21) (Bár-

cena 1992). Diez años después de los compromisos

adquiridos en dicha reunión, estas zonas alrededor del

mundo se enfrentan a una situación que puede clasifi-

carse como alarmante (Azuz-Adeath y Rivera–Arriaga

2002: 7). Una de las causas que ha propiciado esta

situación es la tendencia de crecimiento de la pobla-

ción en las zonas costeras del mundo. De acuerdo con

Singh et al. (2001) aproximadamente 2 mil millones

de personas, 38% de la población mundial, habitan

en una estrecha franja de 100 km aledaña a la línea de

costa. Dichos autores consideran también que cerca

del 60% de la zona costera del mundo está constituida

por ambientes poco adecuados para ser habitados

permanentemente, como las zonas cubiertas por hielo,

nieve, desiertos o humedales. Esto significa que la ma-

yor parte de los 2 mil millones de habitantes costeros

viven en un 40% de la zona costera del mundo, lo

que genera una alta densidad de población en esta

dinámica franja.

Otro factor que ha dado lugar al deterioro de estas

regiones es la ausencia de derechos de propiedad para

controlar el libre acceso a los recursos costeros y su

consiguiente uso excesivo (Yáñez–Arancibia 2000). Lo

anterior ha dado origen a diversos conflictos de tipo

social, ambiental y económico (World Bank 1993: 9).

México cuenta con 11,122 km de línea de costa

(INEGI 2001: 5); por lo que desde una perspectiva geo-

gráfica debería ser una nación orientada hacia estas

porciones (Merino 1987), lo que se ha visto reflejado

en el crecimiento de la población que allí habita,

impulsado por el desarrollo de actividades económi-

cas, principalmente turísticas, petroleras, portuarias,

agrícolas e industriales. Dicho aumento poblacional

ha originado un rápido proceso de urbanización en

los municipios aledaños a la costa durante el periodo

1950-1995 (Padilla et al. 1997).

Al igual que otras naciones, en México las estra-

tegias de desarrollo para áreas costeras dependen de

la transformación del ambiente natural a uno urbano

o industrial, la cual se realiza a costa de ignorar el

potencial agrícola de la tierra, la alta productividad de

los humedales costeros y de los ecosistemas marinos

someros (Pernneta y Elder 1993: 31). Asimismo, la

falta de experiencia y la carencia de instituciones para

planear el desarrollo a nivel regional y local, han con-

tribuido a un deterioro ambiental y a un agotamiento

paulatino de los recursos disponibles en dichas porcio-

nes del territorio nacional (Kay y Alder 1999: 34).

A partir de la cumbre sobre medio ambiente y

desarrollo en Río 1992, la entonces Secretaría de De-

sarrollo Urbano y Ecología (sEduE) y posteriormente

Secretaría de Medio Ambiente, Recursos Naturales y

Pesca (sEmarnap), por medio del Instituto Nacional

de Ecología (INE), se dio a la tarea de fomentar la

elaboración de ordenamientos ecológicos en diversas

zonas costeras del país, con la finalidad de contar

con instrumentos de planeación y política ambiental

que atendieran la problemática existente en dichas

áreas costeras y dieran certidumbre a las actividades

productivas realizadas en ellas.

A partir de la publicación del Reglamento de la

Ley general del equilibrio ecológico y la protección

al ambiente (LGEEPA) en materia de ordenamiento

ecológico se formaliza la figura del ordenamiento

ecológico marino. Como resultado, el INE se encuentra

atendiendo el mandato de generar metodologías para

la elaboración de estudios técnicos de ordenamiento

ecológico (OE) del territorio, para su aplicación en

espacios tanto marinos como costeros (regionales o

locales).

El dEsarrollo hIstórIco dEl ordEnamIEnto

EcológIco marIno y costEro

Desde 1989 y hasta el año 2005, se han elaborado 51

estudios técnicos que guardan alguna relación con

costas y mares.1 De esos 51 estudios, 43 tienen que

ver directamente con temas costeros y marinos. Sin

El ordEnamiEnto Ecológico-marino 49EnEro-marzo dE 2006

embargo, muchos de ellos tienen un carácter secto-

rial, es decir, están orientados sólo hacia un tipo de

actividad preponderante, ya sea turismo, desarrollo

urbano o acuacultura.

El inicio: las primEras ExpEriEncias 1989-1994

La primera experiencia piloto para la puesta en marcha

de programas de OE costero en México se dio a través

del proyecto denominado Planeación regional del uso

del suelo de regiones geográficas con actividades

productivas prioritarias, que realizaron en 1992 de

forma conjunta el gobierno mexicano y la Secretaría

General de la Organización de Estados Americanos

(OEA) (Bojórquez–Tapia 1993).

El objetivo del proyecto fue: 1) generar conceptos y

métodos para el ordenamiento ecológico del territorio;

2) aplicar estos conceptos y métodos en la evaluación

de tres regiones costeras; 3) al finalizar el proyecto, el

gobierno mexicano debería incorporar los elementos

apropiados en la realización de otros estudios de OE

del territorio (Bojórquez–Tapia 1993).

Con él se pretendía guiar la elaboración de los

programas sectoriales de OE del territorio instrumen-

tados por la entonces Secretaría de Desarrollo Social

(sEdEsol). Los estudios incluyeron las siguientes

áreas: 1) OE del territorio para la acuacultura de la

zona costera de San Blas a Huizache Caimanero, en

el estado de Nayarit, y de Mazatlán a las Grullas en el

estado de Sinaloa (1991); 2) OE del territorio para el

turismo en el municipio de Los Cabos, Baja California

Sur (1991); 3) OE para el turismo en la microregión

Bufadora–Estero de Punta Banda, Baja California

(1991) (Bojórquez–Tapia 1993).

Con el desarrollo de estos programas se esperaba

generar un marco apropiado desde el punto de vista

legal, conceptual, organizacional y metodológico para

la realización de OE para los desarrollos costeros en

México (Bojórquez–Tapia 1993), que solamente fue

utilizado en los estudios financiados por la OEA.

Previo al desarrollo de ese marco, dieron inicio

las primeras experiencias en las que se aplicó el

procedimiento de OE como un instrumento de pla-

neación para las zonas costeras en México, durante el

sexenio 1989–1994. El primer ejercicio concreto fue el

Ordenamiento Ecológico del Corredor Cancún–Tulúm

(1989), seguido, en diciembre de ese mismo año,

del Corredor Loreto–Nopoló–Puerto Escondido, Baja

California Sur (1989). Ambos estudios tuvieron una

marcada orientación hacia el desarrollo turístico, en

especial hacia el sector hotelero e inmobiliario, pero

atendían problemáticas de desarrollo completamente

diferentes.

Por un lado, el Corredor Cancún–Tulúm comen-

zaba a mostrar un acelerado crecimiento sin ningún

control sobre áreas ambientalmente muy sensibles y

turísticamente muy atractivas. Por el otro, el Corredor

Loreto–Nopoló–Puerto Escondido era, y sigue siendo,

una zona en proceso de promoción para consolidar el

desarrollo turístico inmobiliario y hotelero, por medio

del Fondo Nacional de Fomento al Turismo (Fonatur).

Como se puede observar, para el primer caso el OE

representaba la respuesta a un uso acelerado y des-

ordenado del territorio, mientras que para el segundo

ejemplo, era claramente un instrumento de promoción

y certidumbre hacia la futura inversión.

Durante el periodo 1989–1994 se iniciaron otros

20 estudios técnicos, de los cuales 17 tuvieron que

ver directamente con temas costeros, mientras que

los tres restantes fueron OE a nivel estatal. Durante

los primeros tres años de este periodo (1989-1991)

los estudios fueron elaborados bajo la supervisión

de la Subsecretaría de Ecología de la extinta sEduE,

ya que a partir del año 1992, con la reforma a la Ley

Orgánica de la Administración Pública Federal, nace

el INE como un órgano desconcentrado de la nueva

sEdEsol, que tomó las funciones de la antigua sEduE.

Los detalles de cada uno de los estudios elaborados

durante el sexenio 1989–1994 se presentan en el

cuadro 1.

50 F. rosEtE, g. EnríquEz y a. córdoVa gacEta Ecológica. númEro 78

La característica principal que marcó los estudios

elaborados durante ese periodo fue la notoria tenden-

cia hacia la sectorización de la planeación. De esta

forma, de los 19 estudios relacionados directamente

con la zona costera, 84% fueron orientados hacia el

desarrollo turístico o la acuacultura (cuadro 2).

Tanto en el caso de los estudios dirigidos hacia

la acuacultura como en los orientados al turismo,

ordEnamiEnto tipo dE situación consultora Elaboración actualización

Ecológico ordEnamiEnto dEl Estudio

(Escala)* Ecologico inicio término inicio término

Bahías de Huatulco, Local Terminado Instituto de Oct-1992 Ago-1994

Oaxaca. (1:35,000) técnicamente Ecología, A.C.

y GAIA

Bufadora-Estero de Local Terminado OEA/UABC Sep-1991 Mar-1993

Punta Banda, Baja técnicamente

California (1:30,000)

Corredor Cancún-Tulúm, Regional Decretado en SYSPLAN, Jun-1989 Ago-1990 1997 2001

Quintana Roo (1:50,000) 2001 (actualización) Consultores

S.A. de C.V.

Corredor Loreto-Nopoló- Local Terminado Consultores en Dic-1989 Feb-1991

Puerto Escondido, Baja técnicamente Planeación y

California Sur (1:30,000) Desarrollo Urbano

Corredor Tijuana- Regional Decretado UABC Nov-1990 Jun-1993

Ensenada, Baja en 1995

California (1:30,000)

Costa de Campeche Regional Terminado Proyectos Nov-1993 Nov-1994 Nov-1997

(1:50,000) Representado técnicamente Biotecnológicos,

(1:100,000) S.A de C.V Mar-1999

Costa de Chiapas Regional Terminado AN Consultores Nov-1993 Ago-1994 Nov-1997 Mar-

(1:50,000) (1:10,000) técnicamente S.A. de C.V. 1999

Costa de Jalisco Regional Decretado Instituto de Nov-1992 Sep-1993 1996 1998

Macroregional: en 1999 Ecología A.C.

(1:250,000)

Áreas críticas: (1:50,000)

Costa de Nayarit Regional Terminado Secretaría de Nov-1993 Nov-1994 Nov-1997 Mar-

Macroregional: (1:100,000) técnicamente Planeación y 1999

Microregional: (1:30,000 y Desarrollo Estatal

1:25,000)

cuadro 1. Estudios dE ordEnamiEnto Ecológico Elaborados EntrE 1989 y 1994

(Continúa)

El ordEnamiEnto Ecológico-marino 51EnEro-marzo dE 2006

*: Cuando se presentan dos escalas numéricas en un estudio, la más pequeña corresponde al estudio regional y la mayor a las ventanas del estudio.Fuente: Dirección General de Política Ambiental e Integración Regional y Sectorial. SEMARNAT, modificada por los autores.

cuadro 1. Estudios dE ordEnamiEnto Ecológico Elaborados EntrE 1989 y 1994

ordEnamiEnto tipo dE situación consultora Elaboración actualización

Ecológico ordEnamiEnto dEl Estudio

(Escala)* Ecologico inicio término inicio término

Costa de Oaxaca Regional Terminado Ecoplaneación Oct-1993 Nov-1994 Nov-1997 Mar-

(1:250,000) técnicamente y Enrique Aguilar 1999

y Asociados

Costa de Sinaloa Regional Terminado Biopesca, Nov-1993 Nov-1994 Nov-1997 Mar-

(1:250,000) técnicamente S.A. de C.V. 1999

(1:50,000)

Costa de Tamaulipas Regional Terminado Proyectos Nov-1993 Nov-1994 Nov-1997 Mar-

(1:100,000) (1:50,000) técnicamente Biotecnológicos 1999

Ensenada, Baja California Local Terminado Solta-Pruna, Abr-1993 Dic-1994

(1:100,000) S.A. de C.V.

Estatal de Baja Regional Decretado Dirección Gral. Ene-1994 Dic-1994

California (1:250,000) en 1995 de Ecología Estatal

Estatal de Colima Regional Decretado Universidad de Ene-1992 Abr-1993 2002

(1:250,000) en 1993 (en Colima

(actualización)

Estatal de Sonora Regional Terminado CIDESON/ Feb-1993 Dic-1996

(1:250,000) técnicamente Gob. del Estado

Lázaro Cárdenas, Regional Decretado Organisation et Nov-1992 Oct-1993

Michoacán (1:250,000) en 2003 Environment &

L. Berger

Municipal de Los Cabos, Local Decretado OEA/UABCS Sep-1991 Mar-1993

B.C.S. (1:50,000) en 1995

Puerto Peñasco, Sonora Regional Terminado Hábitat Integral Nov-1992 Ago-1994

(1:50,000) (1:10,000) técnicamente

Puerto San Carlos, B.C.S. Regional Terminado Eco-Ingeniería Nov-1992 May-1994

(1:250,000) (1:50,000) técnicamente S.A. de C.V.

Bahía San Francisco, Local Terminado Ecodesarrollo Sep-1992 Abr-1993

Sonora (1:50,000) técnicamente S.A. de C.V.

Sistema Lagunar de Local Decretado EPAC, Mar-1990 Feb-1992

Nichupté, Quitana Roo en 1994 Consultores

(1:25,000) S.A. de C.V

52 F. rosEtE, g. EnríquEz y a. córdoVa gacEta Ecológica. númEro 78

el enfoque de aproximación a la problemática es-

pecífica de cada región a estudiar fue de control y

promoción. Por un lado, se trataba de controlar y

regular el desarrollo de la pesca y la acuacultura en

regiones donde son una actividad preponderante (por

ejemplo, las costas de Tamaulipas y Sinaloa), y por

otro, encontrar posibilidades de desarrollo regional

que pudieran mejorar las condiciones de vida de la

población en zonas marginadas (como en el caso de

la costa de Oaxaca).

El año de 1994 fue considerado como de cierre,

ya que se concluyeron la mitad de los estudios (11

de 22) iniciados durante el sexenio. Solamente se

elaboró un estudio nuevo relacionado con la zona

costera, el ordenamiento estatal de Baja California

(tercero de un estado con costa). Para finalizar este

periodo se decretó el primer ordenamiento ecológico

relacionado en forma directa con la zona costera, el

OE del Sistema Lagunar Nichupté, fue publicado en

el Periódico Oficial del Estado de Quintana Roo el 30

de noviembre de 1994.

la incorporación dE nuEVos EnFoquEs: El pEriodo

1995–2000

La nueva administración federal inició con el naci-

miento de una secretaría de Estado encargada de

atender los asuntos de medio ambiente, los recursos

naturales y el aprovechamiento del territorio: la sE-

marnap. El INE se mantuvo como un órgano descon-

centrado de esta nueva secretaría, continuando con

sus funciones en materia de OE.

Durante el periodo 1995-2006 se iniciaron 15

nuevos estudios (12 relacionados directamente con

la zona costera o marina), con la particularidad de

que fueron concebidos no como la respuesta a la

problemática o demanda de un sector en particular,

sino como una necesidad de generar respuestas a una

sociedad inmersa en su entorno natural, con proble-

máticas ambientales, sociales y económicas específi-

cas bajo un contexto territorial bien definido.

Lo anterior marcó una evolución en los programas

de OE costero, al incluirse varias problemáticas que

afectaban la calidad de la zona costera y a la sociedad.

Este cambio, producto de la necesidad sentida por el

gobierno para dar solución efectiva a la problemáti-

ca ambiental, definió el rumbo hacia un proceso de

planeación más integral y de mayor complejidad, a

fin de resolver los múltiples conflictos de tipo social,

económico y ambiental que se derivan del desarrollo

de actividades productivas y de la apropiación de

recursos en la zona costera.

En este sentido, los OE de la región de Acapulco–

Punta Diamante–Tres Palos, el del estado de Jalisco o

de la costa de Michoacán, son ejemplos de esta nueva

forma de percibir la planeación territorial. Además, los

cuadro 2. tEmática dE los Estudios dE ordEnamiEnto Ecológico Elaborados

EntrE 1989 y 1994

tEmática principal númEro dE Estudios

Turismo 10

Acuacultura 6

Desarrollo urbano-turismo 2

Desarrollo portuario 1

Total 19

El ordEnamiEnto Ecológico-marino 53EnEro-marzo dE 2006

esfuerzos de planeación estuvieron dirigidos a zonas

con problemas de desarrollo (marginación, degrada-

ción ambiental) o con potencial de desarrollo pero con

alta fragilidad ambiental y presencia de marginación

(véase cuadro 3).

En 1996 se inició la actualización del OE de la

Costa de Jalisco, así como la de otros estudios técni-

cos elaborados durante la administración anterior. El

proceso de puesta al día fue más importante durante

el año de 1997, ya que seis estudios generados para el

cuadro 3. Estudios dE ordEnamiEnto Ecológico Elaborados EntrE 1995 y 2000

ordEnamiEnto tipo dE situación consultora Elaboración actualización

Ecológico ordEnamiEnto dEl Estudio

(Escala)* Ecologico inicio término inicio término

Acapulco-Punta Regional Terminado Centro de Ago-1995 Nov-1998

Diamante-Tres Palos, técnicamente Ecología,

Guerrero (1:50,000) UNAM

Corredor costero Regional Decretado Geomar 1996 1998

San Felipe Puertecitos, en 1997 Consultores

Baja California (1:30,000)

Costa de Michoacán Regional Terminado Solta-Pruna, Dic-1995 Mar-1999

(1:250,000) técnicamente S.A. de C.V.

Costa de Yucatán Regional Terminada la Diversas 1999 1ra. Fase

(1:50,000) primera fase instituciones 2° sem. 1999

(en proceso de

actualización)

Costa Maya, Quintana Local Decretado Universidad de Dic-1996 May-1998

Roo (1:100,000) en octubre Quintana Roo

(1:10 000) de 2000

Costa Norte de Regional Terminado Solta-Pruna, Mar-98 Dic-98

Veracruz (1:50,000) técnicamente S.A. de C.V.

Costa Sur de Sonora Regional Terminado Solta-Pruna, 2000 2001

(1:50,000) hasta diagnóstico S.A. de C.V.

Estatal de Jalisco Regional Decretado Universidad 1995 1999

(1:250,000) en 2001 de Guadalajara

Estatal de Sinaloa Regional Terminado 1999 Feb-2000

(1:250,000) técnicamente

Estatal de Tamaulipas Regional En elaboración 2000

(1:250,000)

(Continúa)

54 F. rosEtE, g. EnríquEz y a. córdoVa gacEta Ecológica. númEro 78

sector de acuacultura y el Programa de OE del Corredor

Cancún- Tulúm, fueron sometidos a dicho proceso,

incorporando los nuevos enfoques desarrollados. En

el cuadro 4 se muestra los tipos de estudios elaborados

durante el periodo 1995-2000.

1999 fue un año muy importante, debido a que

se inició el desarrollo de los trabajos para definir una

política institucional para atender las zonas costeras

del país, en donde comenzaría a tomar mayor im-

portancia el concepto de Manejo Integrado de Zona

cuadro 3. Estudios dE ordEnamiEnto Ecológico Elaborados EntrE 1995 y 2000

ordEnamiEnto tipo dE situación consultora Elaboración actualización

Ecológico ordEnamiEnto dEl Estudio

(Escala)* Ecologico inicio término inicio término

Isla Cozumel, Quintana Local Decretado PLADEYRA, Ago-1997 Dic-1998

Roo (1:50,000) en 2002 S.A. de C.V.

Isla Mujeres, Quintana Local Decretado Universidad 1999 2000

Roo (1:50,000) en 2001 de Quintana Roo

Laguna de Cuyutlán, Regional Decretado COREMI Ago-2000 May-2001

Colima (1:50,000) en 2003 Univ. de Colima

Mar de Cortés, Baja Marino Terminado Sistema de Sep-1997 Sep-2000

California, B.C.S., técnicamente Investigadores

Sonora y Sinaloa del Mar de Cortés

(1:250,000)

Sian Ka'an, Quintana Regional Decretado Instituto de Jul-2000 Nov-dic 2000

Roo (1:50,000) en 2002 Ecología A.C.,

Dirección de la

RBSK-Amigos de SK

*: Cuando se presentan dos escalas numéricas en un estudio, la más pequeña corresponde al estudio regional y la mayor a las ventanas del estudio.Fuente: Dirección General de Política Ambiental e Integración Regional y Sectorial. SEMARNAT, modificada por los autores.

cuadro 4. tipo dE Estudios Elaborados EntrE 1995 y 2000

tipo dE Estudios númEro dE Estudios

Estatales 3

Orientados hacia un solo sector 0

Incorporan un enfoque integrado 12

Actualizaciones de estudios con enfoque sectorial 8

Total 23

El ordEnamiEnto Ecológico-marino 55EnEro-marzo dE 2006

Costera (MIZC).2 Por otro lado, se promovió con mayor

impulso la elaboración de estudios de OE en zonas

costeras. Es importante resaltar que en el periodo se

elaboró el estudio técnico del primer OE marino en

México, el OE del Mar de Cortés.

El dEsarrollo dE nuEVas HErramiEntas: El pEriodo

2001–2006

Aunque el nuevo periodo sexenal inició con fuertes

cambios como la transformación de la sEmarnap en la

Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales,

(sEmarnat), algunos lineamientos de OE planteados

durante el periodo anterior se mantuvieron vigentes

y fueron retomados si bien no se incluyó a las zonas

marinas y costeras del país como una prioridad para

el desarrollo.

La separación de la sEmarnat del sector pesquero y

acuícola fue considerada por muchos como un retro-

ceso en la política nacional de manejo de recursos na-

turales. Sin embargo, la necesidad de una planeación

integral en la zona costera del país continuó siendo

una preocupación al interior de la nueva secretaría.

El año 2001 ha sido el más importante del periodo

actual en cuanto a la generación de estudios, ya que en

esa fecha dieron inicio más de la mitad de los estudios

realizados durante el periodo (ocho de 14 y seis de

esos ocho están directamente relacionados con la zona

costera, (vease cuadro 5). De esta forma, el nuevo

gobierno le ha dado un importante impulso al OE del

territorio en zonas costeras y marinas del país.

A finales del 2001 se inició el estudio técnico

relacionado con el proyecto turístico de la Escalera

Náutica en el Mar de Cortés, que incorporó los resul-

tados del ordenamiento ecológico marino realizado

durante el periodo anterior, complementado con un

análisis para la zona costera involucrada en el pro-

yecto turístico. Cabe señalar que si bien el estudio

fue originado por un proyecto de turismo náutico, la

visión del proceso de planeación territorial fue mucho

más amplia, tomando en cuenta elementos de manejo

integral de zonas costeras.

Por su parte, 2002 fue un año muy importante,

ya que significó el inicio de la utilización de nuevas

herramientas para apoyar la toma de decisiones: los

sistemas multicriterio y multiobjetivo. Éstas han sido

utilizadas durante los talleres sectoriales para apoyar

la toma de decisiones y poder conciliar intereses entre

diferentes sectores sobre la utilización del territorio,

buscando la construcción de consensos y su inclusión

en la fase de propuesta de los OE.

Durante los dos años siguientes (2003-2004) no

se generó ningún estudio con participación de la sE-

marnat. Sin embargo, en el 2003 se logró un avance

significativo en materia administrativa con la publi-

cación del reglamento de la Ley general del equilibrio

ecológico y la protección al ambiente en materia de

ordenamiento ecológico, el cual permite, entre otras

cosas, establecer los mecanismos adecuados para

lograr un consenso multisectorial para los programas

56 F. rosEtE, g. EnríquEz y a. córdoVa gacEta Ecológica. númEro 78

cuadro 5.Estudios dE oE Elaborados EntrE 2001 y 2005

*: Cuando se presentan dos escalas numéricas en un estudio, la más pequeña corresponde al estudio regional y la mayor a las ventanas del estudio.**: Comprende los estados de Baja California, Baja California Sur, Nayarit, Sonora y Sinaloa (Escalera Náutica).Fuente: Dirección General de Política Ambiental e Integración Regional y Sectorial. sEmarnat, modificada por los autores.

ordEnamiEnto tipo dE situación consultora Elaboración actualización

Ecológico ordEnamiEnto dEl Estudio

(Escala)* Ecologico inicio término inicio término

Bahía de la Paz, Baja Local Terminado CICIMAR-IPN Ago-2001 Oct-2002

California Sur (1:50,000) técnicamente

Estatal de Chiapas Regional En elaboración Gobierno del 2001

(1:250,000) Estado

Estatal de Michoacán Regional En elaboración Gobierno del 2001

(1:250,000) Estado

Estatal de Quintana Roo Regional En elaboración Universidad 2002

(1:250,000) de Quintana Roo

Estatal de Yucatán Regional En elaboración 2002

(1:250,000)

Bahía de Banderas, Regional Terminado Universidad 2001 Nov-2002

Compostela y Sur de técnicamente Autónoma de

San Blas, Nayarit (1:250, 000) Tamaulipas

(1:50,000)

Golfo de California** Regional Terminado Colegio de Oct-2001 Jun-2002

1:250, 000 Regional técnicamente México/U.A.

1: 25,000 Ventanas de Baja California

Laguna de Bacalar, Local Decretado U.A. de Jun-2001 2004

Quintana Roo (1:250,000) en 2005 Quintana Roo

Municipal de B. Juárez, Local Decretado Gestión local 2002 2004

Quintana Roo (1:50,000) en 2005

Ría Celestún, Yucatán Local Terminado CINVESTAV- Dic-2000 Nov-2003

(1:50,000) técnicamente IPN-Mérida

San Quintin, Baja Local Terminado Gestión local 2001 2002

California (1:250,000) técnicamente

Vizcaíno, Baja California Local Terminado CIBNOR Dic-2002 Dic-2003

Sur (1:250,000) técnicamente

(1:50,000) Ventanas

Zihuatanejo, Guerrero Local En elaboración 2001

OEM–Golfo de California Marino En elaboración UABC May-05

(1: 250,000)

El ordEnamiEnto Ecológico-marino 57EnEro-marzo dE 2006

de OE del territorio y establece vías muy claras para

la participación de la sociedad, sea en el comité de

ordenamiento ecológico, los talleres sectoriales o los

procesos de consulta pública.

Durante 2005 cobraron un nuevo impulso los estu-

dios técnicos en regiones costeras y marinas del país,

concentrándose los esfuerzos en el espacio marino del

Golfo de California. El actual proceso de OE marino del

Golfo de California se ha realizado bajo los lineamientos

que señala el Reglamento de la LGEEPA en materia de

ordenamiento ecológico, particularmente aquellos re-

lacionados con la participación social, estructurados en

el Comité de ordenamiento ecológico marino del Golfo

de California, el organismo coordinador responsable de

realizar los talleres sectoriales y las consultas públicas

asociadas al proceso.

Ese nuevo proceso de OE marino retoma y actua-

liza los resultados generados por el estudio realizado

durante el periodo anterior, así como los elementos

oceánicos y marinos generados durante el estudio téc-

nico del proyecto Escalera Náutica. Asimismo, trata de

incorporar, entre otros elementos, la visión y propósitos

del manejo integrado de zonas costeras que ya venían

delineándose desde los dos estudios anteriores.

El concEpto dE manEjo IntEgrado dE zona costEra

(mIzc)

El manejo de la zona costera comenzó a utilizarse

como estrategia de desarrollo hace aproximadamente

30 años y en su primera década el concepto se convir-

tió en una práctica que se realizaba principalmente en

los Estados Unidos de América, Australia y los países

involucrados en el Programa regional de los mares de

las Naciones Unidas (Sorensen 1997).

Como una actividad formal de gobierno, el manejo

de la zona costera fue aplicado por primera vez en

los Estados Unidos de América en 1972, a través del

establecimiento del Acta de manejo de zona costera

(Post y Ludin 1996).

Desde entonces, varias naciones alrededor del

mundo iniciaron esfuerzos de manejo costero durante

la década de 1970 e inicios la de 1980, pero la mayoría

de los programas en esa época trataban una problemá-

tica en particular o un solo sector y no abordaban de

manera sistemática todo el territorio y toda la gama

de recursos costeros (Post y Ludin 1996).

A mediados de la década de 1980, como resulta-

do de la aproximación unisectorial y la dificultad de

manejar algo tan complejo como la zona costera, se

generó la necesidad de ampliar el concepto de Mane-

jo de zona costera, al de Manejo integrado de zona

costera (MIZC) con el cual se intentó abordar desde

una perspectiva más articulada, todas las actividades

sectoriales y los recursos que se encuentran en esta

porción del territorio, además de incluir las proble-

máticas de tipo social, económicos y los ecológicos

(Post y Ludin 1996).

Actualmente existen varias definiciones del MIZC,

entre las que podemos destacar:

§ Sorensen (1997) definió el término como el ma-

nejo y la planeación integrada de los recursos

costeros y sus ambientes, basado en las interco-

nexiones físicas, socio-económicas y políticas,

dentro y entre la dinámica del sistema costero,

las cuales cuando se agregan definen la zona

costera.

§ Para Yánez-Arancibia (2000) es un proceso di-

námico por el cual se toman las decisiones para

el desarrollo y protección de las áreas costeras y

los recursos, para lograr las metas establecidas

en cooperación con el grupo de usuarios y auto-

ridades.

§ La Intergovernmental Ocean Comission (2002) lo

concibe como un proceso dinámico que involucra

al gobierno y la sociedad, así como a la ciencia

y a los tomadores de decisiones, los intereses

públicos y privados, con el objetivo de proteger

y desarrollar el sistema costero y sus recursos. La

58 F. rosEtE, g. EnríquEz y a. córdoVa gacEta Ecológica. númEro 78

meta de este proceso es optimizar las decisiones

a largo plazo, enfatizando el uso razonable de

los recursos naturales.

Las anteriores definiciones coinciden en que el

MIZC debe facilitar el manejo de los recursos dis-

ponibles en áreas costeras, considerando las nece-

sidades de la sociedad. Esta definición coincide con

los planteamientos establecidos en la LGEEPA, en

materia de política ambiental y OE, cuyos objetivos

son minimizar los conflictos ambientales y maximizar

el consenso entre los sectores de la sociedad respecto

al manejo y usos de los recursos.

Un avance significativo para el desarrollo de

programas de MIZC se dio gracias a la Cumbre de

Río de Janeiro, en 1992, en donde se incentivó a

las naciones costeras para desarrollar sus propios

programas con dicho enfoque (World Bank 1993).

La implementación de estos programas se ha reali-

zado tanto en países desarrollados como economías

emergentes (por ejemplo, Ecuador, Filipinas y Sri

Lanka) (Hale et al. 1998).

la adopción dEl concEpto dE manEjo intEgrado dE

zona costEra En méxico

A nivel gubernamental, la adopción del concepto de

MIZC en México es reciente, aunque, en el ámbito

académico se ha manejado desde hace ya varios años.

En nuestro país la zona costera ha sido abordada en la

gestión pública de una manera desvinculada y aunque

ha habido esfuerzos institucionales por organizar

y manejar esta zona, hasta el año 2000, todos los

esfuerzos habían sido planteados considerando sólo

el punto de vista y las necesidades de cada uno de

los sectores. En este sentido, el INE-sEmarnat (2000)

propuso que la visión de MIZC en México debía modi-

ficar los enfoques tradicionales en los que se basaban

las políticas sectoriales, para integrar lo ambiental, lo

económico y lo social, como lo define el Plan Nacional

de Desarrollo.

Uno de los primeros intentos por incorporar el

concepto de MIZC de manera formal en la planifica-

ción de áreas costeras en nuestro país, fue el Programa

regional de desarrollo urbano, turístico y ecológico

del corredor costero Tijuana–Ensenada (cocotEn),

realizado en 1992–1993. Su elaboración utilizó como

instrumento de planeación la estrategia del programa

de OE del territorio para desarrollar el programa de

MIZC (Gómez–Morin 1994) (véase cuadro 1).

Un segundo caso de adopción del concepto de

MIZC se dio en el establecimiento del Área de pro-

tección de flora y fauna de la Laguna de Términos

en el estado de Campeche en 1997. Este programa

de MIZC utilizó como instrumento de planeación la

estrategia de área natural protegida para el desarrollo

del programa (Yáñez–Arancibia et al. 1999).

Otro caso es la propuesta del Proyecto piloto de

manejo integrado de zona costera de bahía Navidad

en 1999, cuyo objetivo era resolver las problemáticas

El ordEnamiEnto Ecológico-marino 59EnEro-marzo dE 2006

particulares del área para posteriormente atender las

cuestiones generales (Ortega–Ojeda 2002).

La estrategia de MIZC y los procesos de OE costero

y marinos comparten el reto de lograr un proceso de

planificación integral que permita el manejo multisec-

torial de las áreas costeras y marinas del país, además

de superar los obstáculos planteados por León et al.

(2004) (un marco normativo poco claro, fallas en la

comunicación interinstitucional para la regulación

ambiental y la confusión de algunas competencias

institucionales para orientar el emplazamiento de las

actividades costeras bajo un enfoque de sustentabili-

dad), para evitar el deterioro de la calidad ambiental

al satisfacer las necesidades de la población.

Se han logrado avances clave dentro del marco

de la planificación nacional al establecer en los pro-

gramas federales algunos objetivos indispensables

para desarrollar procesos de planificación integral.

Tal es el caso del Programa Nacional de Desarrollo

(2001-2006) y del Programa Nacional del Medio

Ambiente y Recursos Naturales (2001-2006), los

cuales promueven una gestión ambiental integral y

descentralizada, que permita el diseño y la imple-

mentación de la estrategia nacional para el desarrollo

sustentable (Poder Ejecutivo Federal 2001, sEmarnat

2001). Los objetivos de dichos programas resultan

fundamentales para la generación de planes de MIZC

basados en los procesos de OE, y los avances logra-

dos en este sentido procurarán un mejor resultado

en el ámbito de la planificación del desarrollo en las

áreas costeras y marinas.

Al interior de la sEmarnat se han promovido

acciones como la formación de un grupo de trabajo

multidisciplinario con el fin de mejorar el desem-

peño de la Secretaría en asuntos relacionados con

mares y costas. Actualmente este grupo trabaja en

un documento de postura donde se hace un análisis

detallado de las problemáticas de la zona costera

y como solución plantea el diseño de una política

pública encaminada al uso sustentable de dichas

regiones para controlar su desarrollo (Díaz de León-

Corral et al. 2004).

En este contexto, Cortina-Segovia y Quiñones-

Valadez (2005), después de realizar un análisis de-

tallado del marco jurídico que rige en nuestro país,

propusieron los elementos más importantes que

debería considerar una ley de costas, entre los que

se incluyen la definición de tal porción del territorio,

la distribución de competencias y la creación de una

comisión intersecretarial para océanos y costas. Este

primer ensayo buscó establecer una congruencia

entre los diferentes ordenamientos jurídicos que

existen con el fin de lograr una propuesta, donde

los actores que se encuentran en la zona costera

puedan establecer sus prioridades y disminuir los

conflictos que surgen debido a la competencia por

espacio y el deterioro de la calidad ambiental.3 Es

importante señalar que, por el momento, el MIZC es

promovido principalmente por el sector federal de

medio ambiente, de forma que persiste de alguna

manera el carácter unisectorial para el desarrollo de

las propuestas.

pErspEctIvas y nEcEsIdadEs dE dEsarrollo En

matErIa dE ordEnamIEnto EcológIco costEro y

marIno

los métodos y las basEs dE datos para

El ordEnamiEnto Ecológico marino

A raíz del primer estudio técnico de OE marino se hizo

evidente la necesidad de desarrollar metodologías y

bases de datos que fueran aplicables específicamente

a dichos ambientes, pues el desarrollo metodológico y

sus aplicaciones en el país hasta antes de 1999 habían

sido exclusivamente en ambientes continentales o

terrestres, aún y cuando los OE fueran costeros. Los

ambientes marinos contrastan con los continentales

o terrestres en que son tridimensionales y presentan

un mayor dinamismo.

60 F. rosEtE, g. EnríquEz y a. córdoVa gacEta Ecológica. númEro 78

Con estas consideraciones en mente, desde

2004, el INE se ha abocado a desarrollar, en cola-

boración con investigadores a nivel nacional, me-

todologías de OE que se apliquen específicamente

a los ambientes marinos. El trabajo metodológico

ha comenzado por la fase de caracterización, y

en particular por la regionalización marina (la

generación de unidades homogéneas de análisis),

pues es en este ejercicio en donde se hacen más

evidentes las diferencias entre los ambientes te-

rrestres y marinos (principalmente por el carácter

tridimensional de la columna de agua y por tratarse

de un ambiente dinámico) y donde es más clara la

falta de metodologías probadas y consensuadas.

En paralelo, se está trabajando en la definición de

agendas de investigación, tanto para la generación

de información y bases de datos como para el

desarrollo de las metodologías de integración de

dicha información.

Hasta el momento, las actividades coordinadas

por el INE han sido la realización de un primer taller

de expertos sobre regionalización marina, donde se

esbozaron lineamientos básicos. Durante 2005 el

INE coordinó estudios sobre regionalización basada

en criterios de temperatura superficial del mar, dis-

tribución de especies y hábitats, y de distribución

de actividades productivas. También coordinó los

trabajos técnicos del OEM del Golfo de California

en donde ya comenzaron a aplicarse algunos linea-

mientos resultantes del primer taller. En 2006 el INE

buscará sintetizar, en conjunto con investigadores a

nivel nacional, lo desarrollado durante los dos años

anteriores y concretar una propuesta metodológica

de regionalización marina y una agenda de investi-

gación asociada.

La retroalimentación entre los desarrollos concep-

tuales, por un lado, y su aplicación en los procesos

de OE marino y costero, por el otro, se prevé como

un mecanismo efectivo para el desarrollo de la meto-

dología de este tema en años venideros.

la intEgración concEptual dE las dimEnsionEs

tErrEstrE y marina

Como ya se había mencionado, los estudios más re-

cientes de OE costero y marino han logrado una mayor

integración del concepto de MIZC. Sin embargo aún

falta desarrollar ejercicios que conjunten de manera

adecuada la dimensión terrestre y marina de la zona

costera, pues existen muy pocos estudios, y ningún

OE decretado que realmente lo haga.4 Por razones de

interpretación de atribuciones y competencias de los

diversos niveles de gobierno, entre otros aspectos, el

OEM del Golfo de California quedó limitado a un es-

tudio exclusivamente marino (incluyendo la estrecha

franja de Zona federal marítimo-terrestre). Esto resulta

tan incompleto como haber llevado a cabo un estudio

exclusivamente terrestre, si bien para este caso, se está

promoviendo en paralelo un OE costero terrestre que

debería resultar complementario.

El interés y la preocupación de la sEmarnat por

lograr esta integración es evidente. En el evento

denominado International Workshop on Freshwater

Coastal-Marine Interlinkages, que se realizó el 10 y

11 enero de 2006. Probablemente logre concretarse

dicha integración en los próximos OE de las zonas

costeras y marinas gracias a los avances en la ges-

tión y los consensos metodológicos que se han ido

desarrollando.

gEstión dE los ordEnamiEntos Ecológicos marinos

y costEros

Se prevé el inicio de una serie de procesos de OE

marino a partir de 2006, probablemente comenzan-

do con el OE marino regional del Golfo de México y

posteriormente diversos OE marinos locales o estata-

les, incluso llegando a la posibilidad de OE marinos

locales-comunitarios. Con el reglamento de la LGEEPA

en materia de OE y la experiencia del OE marino del

Golfo de California, se tienen elementos y experiencia

El ordEnamiEnto Ecológico-marino 61EnEro-marzo dE 2006

para apoyar los futuros trabajos en ese ámbito. La

participación pública estructurada, desde el comienzo,

y a lo largo de los procesos, será fundamental para

lograr los decretos de los OE y su instrumentación.

Estos decretos y la aplicación efectiva de los OE, en

el marco del reglamento de la LGEEPA en materia

de OE, serán acciones en las que deberá abocarse la

sEmarnat en la próxima administración.

conclusIonEs

Los avances logrados en materia de planificación

del uso del suelo en regiones costeras se han visto

reflejados en el incremento de los trabajos técnicos

realizados en estas áreas. La experiencia obtenida a

nivel federal ha permitido realizar mejoras al marco

normativo con miras a lograr que el procedimiento de

OE pase de un simple instrumento de control ambien-

tal a un instrumento de planificación del desarrollo

a nivel local y regional. En el caso específico de las

regiones costeras se han comenzado a incorporar

conceptos como el de MIZC, cuya definición implica

un proceso de planificación donde se incluyen las

actividades y recursos que se encuentran tanto en la

parte terrestre como en la marina a fin de dar solución

a los múltiples problemas derivados de su uso.

De esta forma, en atención a una necesidad técnica

patente (sea la elaboración técnica de los ordenamien-

tos ecológicos marinos, la gestión o el seguimiento y

evaluación), el INE ha impulsado un trabajo de cola-

boración con investigadores nacionales para desarro-

llar y afinar metodologías de ordenamiento ecológico

en ambientes marinos, que difieren significativamente

de los ambientes terrestres.

Los avances para mejorar el procedimiento de

ordenamiento ecológico en zonas costeras han sido

lentos, debido en gran parte a la ausencia de una eva-

luación que permita conocer cómo han evolucionado

las prácticas de OE en dichas regiones. Lo anterior

dificulta realizar mejoras basadas en las experiencias

de los trabajos realizados para corregir las deficiencias

que constituyen cada una de las etapas del proceso.

Este trabajo presenta una descripción y un análisis

de la evolución del ordenamiento ecológico en zonas

costeras y de esta forma contribuye a la evaluación

del proceso, si bien habrá que continuar el esfuerzo

de evaluación.

En el caso específico del OE marino, existe aún

poca experiencia a nivel técnico e institucional para

su desarrollo, ejecución y seguimiento. Con el impulso

metodológico que coordina el INE con investigadores

en la materia, así como con la elaboración del progra-

ma de OE marino del Golfo de California, se espera

generar la experiencia necesaria a nivel técnico e

institucional que permita ir mejorando los próximos

ejercicios en la materia. Las necesidades principales

se encuentran en la generación de bases de datos y

metodologías para ambientes marinos, la integración

conceptual de las dimensiones terrestre y marina de

la zona costera y el decreto y la instrumentación de

los OE costeros y marinos.

Por último, con el fin de mejorar las prácticas

de planificación costera y marina en México, es

recomendable crear mayor capacidad institucional

y administrativa a nivel federal, estatal y municipal,

con el fin de que los programas de OE costero (que

incluyen la parte marina y terrestre) y marino, tengan

la posibilidad de permanecer vigentes y operando5 a

pesar de los imponderables eventos que pueden suce-

der durante el paso de las distintas administraciones

de los tres órdenes de gobierno. Ésta puede ser otra

línea de trabajo que podría fomentar y estimular la

sEmarnat en los próximos años.

notas

1 Vale la pena señalar que para los fines de este

trabajo, se identifican dos niveles de ordenamien-

tos ecológicos relacionados con la zona costera.

Un primer nivel son aquellos estudios relacionados

62 F. rosEtE, g. EnríquEz y a. córdoVa gacEta Ecológica. númEro 78

indirectamente con la zona costera, ya sea por un

nivel de generalidad muy grande, como el caso de

los ordenamientos ecológicos estatales, o por estar

orientados a sectores que no involucran directamen-

te el espacio costero dentro de su desarrollo, como

el desarrollo urbano-turismo. El segundo nivel son

aquellos estudios que se relacionan directamente con

la zona costera, sea por las necesidades del sector

preponderante o porque incorporan un enfoque más

integral en el manejo de la zona costera.

2 El resultado de ese esfuerzo se plasmó en la publi-

cación del INE-sEmarnap 2000 “Estrategia ambiental

para la gestión integrada de la zona costera de Méxi-

co. Propuesta.”, que presenta por primera vez una

definición de zona costera.

3 Aunque eso fue propuesto, en parte, por el INE desde

el año 2000 (INE-sEmarnat 2000), no se concretó

hasta el año 2004 con la conformación del grupo

institucional de océanos y costas.

4 Entre los estudios existentes que integran esos dos

ambientes está el OE de la micro-región Bufadora-Es-

tero de Punta Banda, el Plan de Manejo de la Reserva

de la Biosfera del Alto Golfo de California y el OE

de San Quintín, B. C., pero por ninguno de ellos se

encuentra decretado hasta el momento.

5 Es importante señalar que 17 de los 51 estudios de

ordenamiento ecológico relacionados con la zona

marina y costera enlistados en el presente trabajo se

encuentran decretados (ver cuadros 1, 3 y 5).

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Isla Guadalupe. Restauración y conservación Karina Santos del Prado y Eduardo Peters (compiladores)

Semarnat, INE, CICESE, GECI, Semar

Enclavada en el extremo más occidental de México,

Guadalupe es una isla de origen volcánico cuya ubicación

le confiere una biodiversidad única y una topografía abrupta

y agreste que despierta el asombro de cuantos la visitan.

Conocida como la “Galápagos mexicana”, ha maravillado

desde siempre a sus exploradores. Remota y desconocida

para muchos, ha sido objeto, paradójicamente, de largos y

cuidadosos estudios de su territorio aparentemente inhóspito,

lo que nos ha legado crónicas de su extraordinaria y

especial naturaleza.

Este libro es un esfuerzo por recopilar los resultados

del trabajo esforzado de muchos investigadores cuyos

datos y análisis conforman la base del proyecto de

recuperación y conservación de esta isla. Y es también

un homenaje a todos aquellos que se han atrevido

a soñar con revertir más de un siglo de deterioro

ambiental, recuperando para México y para la

humanidad esta maravillosa isla del océano

Pacífico. Es, finalmente, un manifiesto de un

grupo de científicos que cree que la ciencia

puede ayudar a construir un ambiente

viable y un mejor futuro.

Foto: Lorenzo Rosenzweig

Primera ediciónn: diciembre del 2005

324 páginas. 27.5 cm x 21.5 cm a color

ISBN: 968-817-725-3 Precio: $380