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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
Consejo editorial
Juan Álvarez Cámara Nacional de la Industriade la Transformación
Gerardo Bocco Instituto de Ecología de la UNAM.Campus Morelia
Exequiel EzcurraSan Diego Natural History Museum
Luis Manuel Guerra Instituto Autónomo de Investigaciones Ecológicas
Sergio Guevara Instituto de Ecología, A.C.
Hans HerrmannComisión Ambiental de Norteamérica
Enrique LeffPrograma de Naciones Unidas para el Medio Ambiente
Iván Restrepo Centro de Ecología y Desarrollo
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
Certificado de licitud de título: 9624Certificado de licitud de contenido: 6709Certificado de reserva de los derechos al uso exclusivo del título y del contenido: 04-2001-081414250000-102Derechos reservados: Semarnat-INE. Esta edición consta de 500 ejemplares
Se debe citar la fuente toda vez que se reproduzcan total o parcialmente cualesquiera de los materiales incluidos en este número. Los artículos no firmados son responsabilidad del editor. Los derechos sobre los artículos son de los autores.
Digitalización, negativoS, impreSión y acabaDoS: Tipográfica Cóndor S.A. de R.L.de acuerdo con los términos de la invitación restringida del Instituto Nacional de Ecología INE/I3P-005/2006.
Para informes sobre suscripciones y distribución, comunicarse al correo electrónico: [email protected] número y los anteriores de la Gaceta ecológica (a excepción de los números 1, 3, 4, 30, 33, 34, 35, 36, 37 y 40 al 57 que están agotados) pueden obtenerse en el Instituto Nacional de Ecología. Periférico sur 5000, Anexo 1, colonia Insurgentes Cuicuilco, 04530. Deleg. Coyoacán, México, D.F. Tel.: (55) 56 28 06 00 ext. 13276, fax: (55) 54 24 52 41.
Para más información sobre nuestros distribuidores nacionales consulte la sección puntos de venta en: http://www.ine.gob.mx/publicaciones/new.pventa.php.
Distribución nacional: Mundi-Prensa S.A. de C.V. Río Pánuco 141, col. Cuauhtemoc, 06500 México D.F. (55) 55335658 al 60. Correo electrónico: [email protected]ágina web: http://www.mundiprensa.com
Distribución en el extranjero: Centro de servicios bibliográficos S.A de C.V. Tel. (55) 56552937, fax: (55) 55737215. Ventas internacionales al 1-877-606-2005, fax: 1-800-787-7153. Correo electrónico: [email protected].
Desde diciembre del 2002 (con un refrendo en diciembre de 2005) el sistema de gestión de calidad del proceso de producción y distribución editorial del Instituto Nacional de Ecología está certificado de
acuerdo con la norma ISO 9001: 2000
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: [email protected]
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: [email protected]
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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Valoración económica
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: [email protected]
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.
bIbLIografía
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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: [email protected], [email protected] y [email protected]
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