Descarga del libro digital. - Universidad del País Vasco

Hernando Bernal Zamudio 

Carlos H. Sierra 

Miren Onaindia Olalde 

Tirso A- González Vega

ISBN: 978-84-615-6723-2

BOSQUES DEL MUNDO, CAMBIO CLIMÁTICO & AMAZONÍA 

Hernando Bernal Zamudio, Carlos Hugo Sierra, Miren Onaindia Olalde 

& Tirso A. Gonzales Vega (Editores) 

© Hernando Bernal et alii, 2011 

Los editores desean dirigir un agradecimiento especial a la Cátedra Unesco-EHU de 

Desarrollo Sostenible y Educación Ambiental y a la Keele University (Research Institute 

for Life Course Studies). 

Esta obra ha sido financiada en su completitud por el Excelentísimo Ayuntamiento de 

Basauri, institución a la que agradecemos nuevamente su decidida implicación en materia 

de sensibilización medioambiental. 

Fotografía de portada: “Parque Natural del Gorbea” 

Autor: Asier Larrazabal & Igone Palacios 

Fotografías de contraportada: 

“Udazkena” (Alrededores de Arantzazu), Toni Grimalt 

“Bosque Amazónico”, Walter Apolo Berru 

“Bosque de Palmeras en Oasis” (Valle del río Ziz - Oasis de Tafilalet), Pedro J. Escriche 

“Paisaje Cafetero. Región Andina Colombiana”, Hernando Valdés 

“Bosque de Frailejones-Páramo Andino”, René López 

“Bosque amazónico (Várzea)”, Francisco Maldoneado (INPE, Brasil) 

“Páramo de La Esperanza. Carchi, Ecuador”, Carlos Boada (EcoCiencia) 

“Bosques construidos, Agroecosistema chagra”, Hernando Bernal 

CÁTEDRA UNESCO / UNESCO KATEDRA 

Todos los derechos reservados. Esta publicación no puede ser reproducida, ni en todo ni en parte, ni 

registrada en, o transmitida por, un sistema de recuperación de información, en ninguna forma ni 

por ningún medio, sea mecánico, fotoquímico, electrónico, magnético, electroóptico, por fotocopia, o 

cualquier otro, sin el permiso previo por escrito de los editores. Las opiniones vertidas en esta publicación 

son responsabilidad exclusiva de los autores participantes en la misma y no se corresponden 

necesariamente con las de los editores e instituciones colaboradoras.

BIOARTE AMAZÓNICO 

JANDR REIS (Óbidos/PA 1968) radicado em 

Manaus no ano 1980. É formado em Comunicação 

Digital Design e Multimídia na Universidade 

Paulista/UNIP, e Pós-graduado em Museologia 

na Universidade Federal do Amazonas 

(UFAM). Procurou aprimorar-se cada vez mais 

nas pinturas (objetos/instalações), utilizando 

modelo vivo, cinema e mídias contemporâneas, 

através de cursos realizados no Rio de Janeiro, 

como no MAM, Escola de Artes Visuais – Parque 

Janauari. Acrílico sobre tela (145 x 200 cm), 2010 

Muratuba. Acrílico sobre tela (145 x 200 cm), 2010 

Lage, FUNARTE e Atualização em Introdução à 

Museologia e Museografia, concepção, montagem 

e ação educativa em exposições. Atualmente é um 

dos responsáveis pelas curadorias e exposições de 

Galeria e Centros Culturais, Órgãos da Secretaria 

de Estado de Cultura do Amazonas. Participou de 

exposições coletivas nacionais e internacionais, e 

várias individuais. Artista mapeado Região Norte 

99/2000 e 2001/2002, do Projeto Rumos Visuais 

Itaú Cultural. (jandrreis@hotmail.com)

JANDR REIS (Óbidos / CP 1968), radicado en 

Manaos en 1980. Se formó en Diseño Multimedia 

y Comunicación Digital en la Universidad Paulista 

/ UNIP, y obtuvo el posgrado en Museología 

de la Universidad Federal de Amazonas (UFAM). 

Su objetivo es mejorar cada vez más en las pinturas 

(objetos e instalaciones), utilizando modelos vivos, 

cine y medios de comunicación contemporáneos, a 

través de cursos celebrados en Río de Janeiro, como 

en el MAM, la Escuela de Artes Visuales - Parque 

Samauma. Acrílico sobre tela (123 x 153 cm), 2009 

Xapuri. Acrílico sobre tela (145 x 200 cm), 2010 

Lage, FUNARTE y la investigación en el campo 

de la Museología y Museografía, diseño, montaje 

y actividades educativas en las exposiciones. En 

la actualidad es responsable de las exposiciones 

en galerías y centros culturales de la Secretaría de 

Estado de Cultura de la Amazonía. Ha participado 

en exposiciones colectivas e individuales a nivel 

nacional e internacional. Artista asignado Región 

Norte 99/2000 y 2001/2002, del proyecto Rumbos 

Visuales Itaú Cultural. (jandrreis@hotmail.com)

JANDR REIS (Óbidos / PA 1968) lives in Manaus 

from 1980. He graduated in Multimedia Design 

and Digital Communication at the University 

Paulista / UNIP, and obtained the Post-graduate 

degree in Museology at the Federal University of 

Amazonas (UFAM). His purpose is to improve 

increasingly in the paintings (objects / installations), 

using live models, films and contemporary 

media, through courses held in Rio de Janeiro, 

as, for example, MAM, School of Visual 

Arts - Parque Lage, FUNARTE and the Update 

Vernissage na floresta1 

Vernissage na floresta2 

and Introduction on to Museology and Museography, 

design, development and educational activities 

in exhibitions. He is currently responsible 

for one of the curators and gallery exhibitions and 

cultural centers of the Secretariat of Culture of the 

Amazon State. He has participated in group exhibitions 

nationally and internationally, and has 

organized several individual exhibitions. He was 

Assigned Artist Northern Region 99/2000 and 

2001/2002, of Itaú Cultural Visual Directions 

Project. (jandrreis@hotmail.com)

Índice 

Bosques del Mundo 

Igone Palacios 

Los Bosques del País Vasco y Cambio Climático 23 

Marc Parren 

Threats and Challenges to the Congo Basin: the case of Cameroon 35 

Iván Lira, Carlos Galindo & Miguel Briones 

‘La Selva Zoque’. La gran selva ingnorada de México y su importancia 

en la conservación de los mamíferos 

Lado Kutnar & Andrej Kobler 

What Might be the Effects of Climate Change on the Forest Vegetation 

Pattern in Slovenia? 

Luciana Spinelli & João Roberto dos Santos 

A Paisagem com Bambus na Floresta Atlântica Brasileira: caracterização 

e mapeamento com imagens de alta-resolução 

René Montalba, Leonardo Vera & Lorena Vieli 

Historia Ecológica de la Degradación de los Bosques y Recursos Naturales 

en la Araucaria Chilena 

Tello Espinoza 

Especies Forestales Amazónicas promisorias para la captura de CO2 

Atmosférico como un nuevo marco para el desarrollo sostenible en 

Iquitos-Perú 

47 

71 

87 

97 

119 

Jiří Kolbek & Ivan Jarolímek 

Forests of the Northern Korean Peninsula 125 

Luis Eduardo Acosta 

Bosques Amazónicas y la Sostenibilidad de la ‘Abundancia’, de los hijos 

del Tabaco, la Coca y la Yuca dulce. La Chorrera, Amazonas 

René Löpez Camacho & Nelly Rodriguez Eraso 

Bosques Inundables de la Amazonía: Ambientes Acuáticos Estratégicos 

141 

147

Armando Contreras 

El Bosque Mediterráneo y la Dehesa Española 159 

Antón Borja & Urtzi Mendizabal 

El Bosque como Ecosistema Forestal y su Aprovechamiento sostenible: 

el Papel de las Plataformas tecnológicas 

M. Luis Ruffino, M. C. Silva-Forsberg, M. Derzi, M. Bassols, A. Santos & 

R. Queiroz 

O Provárzea e o seu Impacto no Desenvolvimento Regional 

N. H. Ravindranath, R. Kumar Chaturvedi & Indu K. Murti 

Forest Conservation, Afforestation and Reforestation in India: Implications 

for Forest Carbon Stocks 

Phillip da Silva 

Mangroves in Guyana: Status, Management and Role in Coastal Protection 

in a Changing Climate 

171 

181 

189 

201 

Tran Huu Nghi 

Forest in Viet Nam 213 

Cambio Climático & Amazonía 

Juan Antonio Nieto Escalante 

Humedales y Cambio Climático 223 

Philip M. Fearnside 

Cambio Climático y el Bosque Amazónico 227 

Toni Jiménez Luque 

Sociedades Tradicionales en América Latina: Soluciones a la Lucha 

contra el Cambio Climático, la degradación Ambiental y la Pérdida de 

Biodiversidad desde la interculturalidad 

Tirso Gonzales 

Peruvian Andean-Amazonian Indigenous Peoples and the Current 

Climate Change Challenge 

Joseba I. Arregi 

Guerreros contra el Cambio Climático: entre la Frustación y la Esperanza 

235 

243 

253

Sandra Jaramillo, Verenice Sánchez-Castillo & E. H. Durán-Castillo 

El Pago por Captura de Carbono: ¿Oportunidades reales o falsas Expectativas 

para los Productores en la Amazonía?. El caso del Cultivo 

del Caucho en la Amazonía Colombiana 

Pedro José Escriche 

Influencia del Turismo y del Cambio Climático en las Comunidades 

Oasianas del Sudeste Marroquí: hacia la Adaptación o la Desaparición 

Cecilia Gelabert, Ariel Zajdband & Hugo Centrángolo 

Deforestación en Amazonía y Cambio Climático: una aproximación 

desde la teoría de la Resiliencia 

Asier Arcos & Ettore Papa 

Cooperación al Desarrollo y Lucha contra el Cambio Climático: una 

Estrategia de Buenas Prácticas en la Amazonía Ecuatoriana y en el 

Sahel Senegalés 

Martín Mantxo 

Impactos en la Selva Indonesia de la Producción de Agrocombustibles 

Vasca 

Juán Carlos Arias 

Los Gramalotales: Pasturas Acuáticas de Gran Importancia Ecológica 

en la Amazonía 

Denise M. Golden, M. A. (Peggy) Smith & S. J. Colombo 

Forest Carbon Management and Carbon Trading: A Review of Canadian 

Forest Options for Climate Change Mitigation 

261 

269 

281 

287 

297 

309 

313 

Autores 331

EL BOSQUE EN EL MUNDO 

T radicionalmente, el bosque ha recibido del hombre una consideración ambigua. Sien 

do una de las más refinadas y complejas manifestaciones del ecosistema natural, queda 

en nuestro imaginario la idea de ser fuente proveedora primordial de la existencia humana, 

pero también, no lo olvidemos, la poderosa creencia de que en su densa y sombría 

espesura se halla esencialmente lo salvaje y lo inhóspito. En ese sentido, el bosque se ha 

caracterizado a lo largo de la historia bajo el modelo occidental globalizado como un valor 

anatematizado que dificultaba, cuanto menos, un orden de civilización y progreso. Como 

consecuencia de este antagonismo ontológico irreconciliable, el bosque se alza como 

una realidad extraña que debía ser conquistada y dominada, neutralizada y sometida a 

la triunfante racionalidad del hombre para pasar a instrumentalizarse como un recurso 

económico útil y provechoso. No hay nada nuevo en ello. Se trata de un hito sociocultural 

que hunde sus raíces en el tiempo, partiendo de las primeras talas, allá por el Medievo, 

de los viejos bosques primarios europeos y terminando por las grandes deforestaciones 

en las regiones templadas provocadas por la empresa colonizadora de ultramar o por la 

acelerada revolución industrial. Hoy en día la situación se ha agravado en mayor medida 

ya que, con la expansión de los modos de producción y de los movimientos de capitales a 

gran escala, las amenazas que se ciernen sobre las masas boscosas adquieren una dimensión 

planetaria. Si se da un repaso a la situación actual, se constata que el área total de 

bosques en el mundo comprende aproximadamente 4.000 millones de hectáreas, lo que 

corresponde al 31% del área total de la tierra. Pues bien, gran parte de esta masa forestal 

se encuentra concentrada en los territorios de cinco estados nacionales de extraordinario 

dinamismo económico: la Federación de Rusia, la República Federal de Brasil, Canadá, 

la República popular de China y los Estados Unidos de América. Desde este punto de 

vista, no parece un ejercicio de prospectiva extemporánea anticipar una creciente presión 

antropogénica sobre estas áreas boscosas, además del impacto directo que el intercambio 

comercial globalizado está ya ejerciendo sobre bosques tropicales y subtropicales de Asia, 

África Ecuatorial y, en menor medida, de Suramérica. Ahora bien, este escenario se torna 

realmente sombrío si atendemos a las previsiones de espacios agrícolas adicionales, en 

detrimento de los bosques, que van a ser necesarios en los próximos cuarenta años para 

responder a las demandas de materias primas y de alimentos en los mercados mundiales 

(y que equivale a 109 millones de hectáreas de espacios naturales boscosos). Al mismo 

tiempo, todo parece indicar que las masas arbóreas se hallan desprotegidas ante las externalidades 

negativas del sistema productivo imperante, cuyo modelo energético, altamente 

contaminante, está incidiendo de modo substancial en una alteración térmica planetaria 

y en la progresiva conversión de los bosques en sabanas y praderas. La implicación de 

todo ello en la red co-dependiente de procesos de auto-regulación naturales es realmente 

extraordinaria, en la medida en que la desaparición de los bosques contribuye a la conmoción 

drástica del ciclo hidrológico a nivel mundial, al desequilibrio del balance energético 

y a la intensificación del efecto invernadero en la atmósfera terrestre (los bosques albergan 

aprox. 289 Giga toneladas (Gt.) de carbono, más que la atmósfera en su conjunto), a la 

pérdida ininterrumpida de la biodiversidad existente (cerca de un 60% para el 2050) o a la 

alteración de los ciclos biogeoquímicos. 

Todas estas circunstancias, análisis y previsiones, apenas mencionadas en este escueto

introito, se encuentran profusamente tratadas, ya sea de un modo específico o haciendo 

uso de un enfoque más panorámico, en el libro que se presenta aquí, Bosques del Mundo, 

Cambio Climático y Amazonía. Coincidiendo con la declaración de la ONU del 2011 

como Año Internacional de los Bosques que se celebra en 2011, el lector tiene la oportunidad 

de conocer de mano de prestigiosos expertos a nivel internacional reunidos en 

esta obra colectiva cuál es la situación presente de la práctica totalidad de los ecosistemas 

boscosos del planeta. Guiados por una pretensión generalista, los editores han perseguido 

intencionalmente que en las páginas que siguen se halle contenido un amplio espectro de 

ecosistemas boscosos terrestres. De esta forma, quien se adentre en este enjundioso texto 

encontrará trabajos acerca de los bosques templados radicados en el País Vasco, en los 

Cárpatos, Chile o Canadá, pero también sobre bosques subtropicales y tropicales localizados 

en territorios tan dispares como la cuenca del Congo, Vietnam, Indonesia, India, 

Corea del Norte, Colombia, Perú o Brasil, sin dejar de prestar atención a otros ecosistemas 

más particulares como, por ejemplo, las várceas amazónicas o los palmerales africanos. 

Lejos de constituir exclusivamente una densa e interesante aproximación a los bosques del 

mundo, la obra acoge también una segunda sección dedicada a analizar en profundidad 

los efectos del cambio climático sobre el fértil y diverso ecosistema amazónico, tomado 

como ejemplo prototípico de los cambios que están aconteciendo en los demás sistemas 

boscosos y como bioma estratégico para la conservación de los ciclos naturales y la vida 

en el planeta. 

En definitiva, sirva esta relevante obra que el lector tiene entre manos para mejorar su 

conocimiento de los entornos naturales que le rodean y, en especial, para contribuir a 

desechar la primacía exclusiva de presupuestos economicistas y desvelar, como muchas 

culturas tradicionales tienen presente desde hace milenios, la profunda identificación del 

bosque con la existencia humana. 

Hernando Bernal & Carlos H. Sierra

a participación de la población rural en el análisis del uso de los recursos del bosque se 

Lconstituye en el punto de partida que mejore las expectativas de mitigar los efectos del 

cambio climático, entendiendo que esta población en su mayoría desarrolla agricultura de 

sobrevivencia ampliando sus áreas de cultivo a costa del uso de dichos recursos que cada 

vez es menos, amenazando su libertad absoluta como persona y que reduce cada vez más 

sus opciones de desarrollo. 

Debemos tomar conciencia de que el cambio climático, definido como la alteración del 

clima, atribuida directa o indirectamente a la actividad humana, que afecta la composición 

de la atmósfera mundial y que se suma a la variabilidad natural del clima, provocará 

peligros crecientes, minando inclusive la resiliencia de muchos ecosistemas. 

Experiencias de investigadores en el acompañamiento a comunidades indígenas y originarias 

en el uso de los recursos del bosque, junto a modelos que permite simular el cambio 

de la vegetación en relación a las alteraciones, así como su composición, por efecto 

del impacto del cambio climático, permitieron plantear actuaciones fundamentales en la 

construcción del paisaje natural y cultural que estarían influenciados por determinantes 

económicas externas. 

Sin embargo debemos valorar lo existente, la Amazonía, el ecosistema boscoso y su rol 

relevante en la regulación del clima, juega un doble papel frente al cambio climático, los 

bosques inundables y las especies vegetales que alberga son vitales para las comunidades 

amazónicas por lo que su deforestación ha sido motivo de preocupación ya que constituye 

una de las amenazas principales sobre la diversidad de la cuenca amazónica. 

Considerando el “desarrollo sostenible”; (tema de mucha reflexión en la UNAMAZ) debemos 

propugnar a una “gestión forestal sostenible” en todos los niveles. El Pago por Servicios 

Ambientales; así como, programas de conservación y regeneración forestal relacionados 

con el stock de carbón en los bosques, la extracción de biomasa, y otros mecanismos, 

deben constituirse pilares en este enfoque. 

El gran reto; la adaptación o la desaparición en sus diversas formas, sean sociales por 

el turismo, la interculturalidad, entre otros o de infraestructura para la satisfacción de 

necesidades de agua, energía, comunicación, económicas como explotación de recursos 

no renovables, etc. deberá tratarse cuidadosamente con políticas estratégicas ambientales, 

considerando el tipo de sociedad y su cosmovisión. Reflexionemos de verdad en el cambio 

climático como un desafío distinto, pensemos en quienes vienen, no debemos parar. 

Alfredo Quinteros García 

Presidente UNAMAZ

odos los momentos son buenos para hablar de los bosques, pero especialmente en este 

TAño Internacional de los Bosques vamos a intensificar la labor de conocimiento y divulgación 

de la importancia de estos ecosistemas por su gran valor como un patrimonio 

de la humanidad y por su contribución al bienestar humano. La diversidad de los bosques 

y su complejidad es grande, pero hay muchos procesos fundamentales de estos ecosistemas 

que son comunes en todos los lugares. Uno de estos procesos es el relacionado con el 

ciclo hidrológico, de hecho la intensa evapotranspiración de la masa vegetal de los árboles 

hace que se concentren en la atmósfera minúsculas gotitas de agua en forma de nubes, que 

son transportadas por el viento y al enfriarse producen lluvias, contribuyendo así al ciclo 

del agua. Si toda esta masa verde no transpirara cambiaría el ritmo y la cantidad de las 

lluvias, lo que puede suceder por la deforestación y el cambio climático. 

En los bosques amazónicos la biomasa lo ocupa todo, no hay hueco sin planta, todos 

los pisos están ocupados, con tantas especies de árboles, helechos arborescentes, lianas, 

orquídeas y otras epifitas. Todas estas plantas a su vez mantienen una trama de insectos, 

tucanes, monos aulladores, etc. También en el suelo la cantidad de organismos es inmensa, 

los organismos descomponedores hacen su trabajo reciclando para devolver al suelo los 

restos de hojas y animales muertos mineralizados. La mayor parte del nitrógeno y demás 

nutrientes que llegan al suelo con la hojarasca y restos de animales vuelve a mineralizarse 

para ser tomado por las plantas y producir nueva biomasa, de manera que se completa el 

ciclo de los nutrientes en el ecosistema. Si imitáramos a la naturaleza en estos procesos, 

algunos problemas de nuestra sociedad podrían ser solucionados. 

Otro papel importante que cumplen los bosques es la protección del suelo, como en el 

caso de los manglares, que asientan fuertemente sus raíces en el fango costero sujetando 

la costa y protegiéndola frente a los ciclones y fuertes vientos. Igualmente otros tipos de 

bosque, realizan similares procesos tanto en el reciclado de los nutrientes como en el mantenimiento 

del suelo y protección frente a la erosión. El paisaje forestal es un escenario 

de vida, que mantiene la biodiversidad de plantas y animales, y también de la especie 

humana. 

Con este libro BOSQUES DEL MUNDO, CAMBIO CLIMÁTICO Y AMAZONIA se contribuye 

al conocimiento y valoración de los ecosistemas forestales, fundamentales y necesarios 

para la vida. 

Dra Miren Onaindia 

Catedrática de Ecología 

Universidad del País Vasco / Euskal Herriko Unibertsitatea

CAMBIO CLIMÁTICO Y RESPONSABILIDAD COMPARTIDA 

JUAN ANTONIO NIETO ESCALANTE 

Secretario Distrital de Ambiente, Bogotá, Colombia. 

C omo introducción a esta excelente compilación de documentos sobre “Bosques del mundo, 

cambio climático & Amazonía”, creo conveniente plantear, desde una ciudad del 

tercer mundo, la responsabilidad que le cabe a los países del primer mundo en el enorme 

desafío que se plantea de cara a los problemas de adaptación, más que de mitigación, para 

afrontar el cambio climático. 

Se trata de tareas que implican un enorme esfuerzo técnico y de recursos, muy por encima 

de la obligación que debería surgir de la participación de Bogotá y de Colombia en la 

emisión de gases de efecto invernadero. Como bien se sabe, Colombia apenas contribuye 

con el 0.37 % de las emisiones anuales en el mundo y, en el caso específico del Distrito 

Capital, contribuye con menos de 3 centésimas. 

El problema más grave que afrontaremos en el futuro y del cual se empezaron a dar las 

primeras muestras en el reciente desastre por la ola invernal, son los catastróficos efectos 

que el cambio climático podrá traer a nuestra región y, en especial, al Distrito, si no se realizan 

las acciones de adaptación necesarias, que requerirán inversiones multimillonarias. 

Frente a este hecho real es imperativo recordar a los grandes países desarrollados que son, 

a su vez, los grandes emisores de los gases de efecto invernadero, su responsabilidad moral 

de apoyar los esfuerzos de los países en vía de desarrollo para adaptarse a las condiciones 

climáticas que no han propiciado. Esta es una clara expresión del principio de responsabilidades 

compartidas pero diferenciadas. 

En síntesis, si se suman las exigencias de inversión relacionadas con la protección de las 

fuentes de agua - situadas en los ecosistemas de páramos, la protección de suelos, humedales, 

entre otros - se requerirán no menos de US$ 2.210 millones en los próximos 20 

años en un programa básico de adaptación. 

La financiación de esta inversión no sólo supera la capacidad del Distrito Capital, ya comprometido 

ampliamente en las labores de mitigación, sino que debe ser responsabilidad, 

como atrás dijimos, de los grandes emisores mundiales de gases de efecto invernadero. 

Constituir líneas de crédito y fondos no reembolsables para la realización de estas tareas 

es la única manera efectiva de que los países desarrollados demuestren su sentido de solidaridad 

y responsabilidad internacional. Otra manera de actuar es simple retórica.

LA FAO Y SU VISIÓN DE LOS BOSQUES EN EL MUNDO 

KAREN ANDRADE MENDOZA 

FAO Ecuador 

L os millones de personas dependen de los bosques y desempeñan un papel vital en su 

gestión, conservación y desarrollo sostenible en todo el mundo, pero se subestima su 

derecho a usar los recursos forestales locales y a obtener beneficio de ellos, según el informe 

de la FAO “Situación de los bosques del mundo” (2011). La necesidad de enfatizar 

la conexión entre la gente y los bosques, y los beneficio que pueden devengarse cuando los 

bosques son gestionados por la población local en formas sostenibles e innovadoras, debe 

ser puesto en relevancia en todo el mundo. Los bosques, por lo general, son una óptima 

cubierta vegetal para las cuencas de captación que suministran agua potable, protección 

costera y del suelo. Los bosques y los árboles contribuyen a reducir los riesgos asociados 

al agua, como los deslaves, las inundaciones locales y la sequía, y ayudan a prevenir la 

desertificación y la salinización. 

La buena gobernanza en el sector forestal es cada vez más importante en los países que 

desean participar en los nuevos planes de mitigación del cambio climático. Para esto 

es relevante la revisión y fortalecimiento de los marcos normativos, legales, institucionales 

y políticos, los procesos de planificación y toma de decisiones, su implementación, 

aplicación y cumplimiento. En este ámbito debe incorporarse criterios de responsabilidad, 

eficacia, eficiencia, equidad, participación y transparencia. En el 2011, La FAO y el 

Banco Mundial, desde su programa de Bosques, buscan ofrecer propuestas para evaluar la 

gestión sostenible de los bosques a través de un enfoque participativo que identifique las 

acciones necesarias para el seguimiento de los flujos financieros en el sector y el reparto 

equitativo de beneficios. 

La continua demanda de tierra por parte de una población mundial creciente, con relación 

al aumento de la frontera agrícola, actividades extractivas y explosión urbana, entre otras, 

se suma a los graves problemas que implican los desafíos globales como el cambio climático, 

reduciendo la extensión de bosques prístinos, primarios, y pone en riesgo la biodiversidad 

en ellos existentes. La conservación de los bosques es importante para la subsistencia 

de las poblaciones cercanas a ellos, ya que el bosque permite obtener productos forestales 

maderables y no maderables. 

En los últimos años, la FAO ha realizado de forma extensiva evaluaciones sobre la tenencia 

forestal en África, el Sudeste Asiático, Asia Central y Latinoamérica y su impacto sobre 

la gestión sostenible de los bosques y la mitigación de la pobreza, ofreciendo orientaciones 

prácticas para los responsables de las políticas gubernamentales y la sociedad en general. 

Según la FAO, cerca del 80 por ciento de los bosques de mundo son de titularidad pública, 

pero la propiedad y gestión de los bosques por parte de las comunidades, individuos y 

empresas privadas está aumentando en algunos países más que otros. 

Los bosques pueden ser cruciales para las estrategias de supervivencia de las mujeres 

campesinas, pues los productos de bosque les permiten obtener ingresos que sostienen su 

economía familiar y seguridad alimentaria. Al mismo tiempo, el sector encierra un gran 

potencial para la retención de carbono y reducción de las emisiones de gases de efecto

invernadero. La deforestación y degradación de los bosques supone casi el 20 por ciento 

de las emisiones globales de gases de efecto invernadero y la mayoría de estas emisiones 

tiene lugar en los países en desarrollo, el ritmo de deforestación anual se sitúa en los 5,2 

millones de hectáreas, de un total de 4.000 millones en todo el mundo. 

El convenio marco de de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático aborda este 

problema mediante una iniciativa que se conoce como “Reducción de emisiones por deforestación 

y degradación de los bosques”, o REDD+. La idea básica es ofrecer incentivos 

para reducir las emisiones de la deforestación e incrementar la retención de carbono a 

través de la plantación de nuevos bosques, su conservación, la gestión sostenible y la mejora 

de las existencias forestales de carbono. La FAO participa activamente en esta iniciativa, 

en compañía con otras agencias de Naciones Unidas. 

Más esta es una de las múltiples acciones en las que FAO participa, así por ejemplo en Ecuador, 

esta agencia es parte del Programa para la Conservación y Manejo de Sostenible del 

Patrimonio Natural y Cultural de la Reserva de Biosfera del Yasuní, y trabaja en brindar 

alternativas de producción económica ligadas a la seguridad alimentaria, al aprovechamiento 

de los recursos forestales no maderables y a la conservación del bosque a través del 

apoyo al control forestal que realiza el Estado Ecuatoriano. Este es uno de los muchos 

ejemplos de conservación de los bosques que son ícono de la preservación de la naturaleza 

y que reciben apoyo desde la opinión pública en el mundo.

BOSQUES DEL MUNDO 

WORLD’S FORESTS 

AS FLORESTAS DO MUNDO

LOS BOSQUES DEL PAÍS VASCO Y EL CAMBIO CLIMÁTICO 

Resumen 

IGONE PALACIOS 

Los socio-ecosistemas forestales vascos tienen un elevado potencial para garantizar el mantenimiento 

de las funciones y servicios de sus ecosistemas, y por lo tanto, para ayudar en 

la mitigación del cambio climático y global. Estos ecosistemas forestales ocupan más de la 

mitad del territorio, con dominio de las plantaciones de coníferas, si bien es cierto que en 

los últimos diez años se observa una tendencia de aumento tanto de los bosques naturales, 

como de las plantaciones de eucalipto. A fin de orientar las decisiones presentes que ayuden 

en la búsqueda conjunta de soluciones positivas de cara al futuro, es importante fomentar 

procesos de gestión democrática y participativa. 

1. Introducción 

U na de las mejores formas de afrontar el cambio climático; y en definitiva el cambio 

global, consiste en dejar de obviar lo obvio y empezar a dar valor (importancia) y 

significado a los ecosistemas globales y locales, con especial incidencia en los ecosistemas 

forestales, dado su relevante papel como reservorios de carbono. 

En este contexto, es evidente el importante papel que ejerce la amazonía a escala global 

y por ende, es fundamental preservar estos y otros ecosistemas de alto valor para la población 

mundial. Sin embargo, en un mundo interconectado como es el mundo actual, 

es de suma importancia ver la doble vía de interconexiones existente entre lo local y lo 

global. En el contexto del País Vasco, este asunto es crucial por dos motivos: por un lado, 

se trata de un territorio con una cobertura forestal elevada (más del 50% del territorio es 

forestal) que aún conserva bosques naturales de gran interés; por otro lado, la población 

vasca, en línea con las poblaciones de las mal-llamadas regiones desarrolladas, consume 

por encima de la capacidad de su territorio, por lo que sus hábitos de producción y consumo 

repercuten no sólo a escala local, sino que también a escala global. 

El presente estudio analiza los socio-ecosistemas 1 forestales vascos, centrándose en el 

territorio de Bizkaia, que es la provincia más humanizada del País Vasco. Para ello, en 

primer lugar, se caracteriza el paisaje forestal actual y se estudia su evolución en los últimos 

diez años a partir de los Inventarios Forestales del Gobierno Vasco de 1996 y de 2005, 

mediante la aplicación de herramientas de Sistemas de Información Geográfica (GIS). 

Los resultados obtenidos en este estudio ecológico, se interrelacionan con la información 

obtenida del análisis socio-económico y cultural del sector. Con todo ello, y mediante la 

aplicación de metodología participativa que ha permitido recoger el conocimiento de actores 

clave del territorio, se han estudiado las funciones y los servicios de los ecosistemas 

forestales y se han analizado las dificultades, amenazas, oportunidades y potencialidades 

del sector.

24 

Bosques del Mundo, Cambio Climático & Amazonía 

En el contexto de cambio global, el objetivo de este trabajo es dar a conocer la situación 

actual de los socio-ecosistemas forestales vascos y poner en valor la contribución que 

estos ecosistemas hacen al bienestar de la población mediante el mantenimiento de sus 

funciones y servicios; y vislumbrar así posibles caminos a seguir de cara a la consecución 

de un futuro más sostenible. 

2. Contexto socio-ecológico del País Vasco, y en concreto en Bizkaia 

La comunidad Autónoma del País Vasco (en adelante Euskadi) está situada en el Norte 

de la península ibérica (42º28’-43º27’ N; 1º44’W-3º27’W) y cuenta con una extensión 

de 7.226 Km2 (ver figura 1). Su población es de 2.169.038 habitantes, repartidos de la siguiente 

manera por los tres Territorios Históricos que la componen: 1.151.704 en Bizkaia, 

700.318 en Gipuzkoa y 317.016 en Álava (EUSTAT, 2009a). El 80% de la población vasca 

se concentra en municipios de más de 10.000 habitantes, mientras que los municipios de 

menos de 2.000 habitantes, que representan el 59% de los municipios vascos, tan sólo acogen 

el 5% de la población (EUSTAT 2009a). 

En lo que al clima se refiere, en Euskadi se pueden distinguir a grandes rasgos tres 

zonas: la vertiente atlántica al norte, que presenta un clima templado oceánico o clima 

atlántico, moderado en cuanto a las temperaturas y muy lluvioso (entre 1.200 y más de 

2.000 mm de precipitación media anual); la zona media, que ocupa gran parte de Álava y 

se presenta como una zona de transición entre el clima oceánico y el clima mediterráneo; y 

por último, el extremo sur, entrando en la depresión del Ebro y la Rioja Alavesa, donde se 

pasa ya a un clima mediterráneo con veranos claramente secos y calurosos (se superan los 

22ºC en las temperaturas medias de algunos meses) e inviernos bastante fríos y de escasas 

precipitaciones (EUSKALMET 2005). Las diferentes influencias climáticas dan lugar así 

a un mosaico de microclimas en los que habita una flora especializada (Aizpuru et. al., 

1990). 

Bizkaia, que tiene una extensión de 2.217 Km2 pertenece a la vertiente atlántica y presenta 

un clima templado oceánico o clima atlántico. Con una densidad poblacional de 519 

habitantes por kilómetro cuadrado (EUSTAT, 2009a), muestra en su conjunto un paisaje 

muy humanizado. 

La actividad industrial, los asentamientos urbanos distribuidos por todo el territorio, 

con las infraestructuras que las comunican y las dotan de otros servicios comunitarios, y 

los usos productivos intensivos establecidos en el medio rural han transformado intensamente 

el paisaje original. Así, la vegetación potencial del territorio, dominada por el 

robledal bosque mixto en la vertiente atlántica (GESPLAN, 2002), ha sido sustituida en 

gran medida por plantaciones forestales de especies alóctonas, por pastizales y prados de 

siega e instalaciones auxiliares para la explotación del medio rural y, más recientemente, 

por espacios para la práctica de actividades de ocio. 

A principios del siglo XX, el desarrollo económico de Bizkaia se basaba fundamentalmente 

en la industria metalúrgica, especialmente centrada en el hierro, la cuál caracterizó 

el desarrollo socio-económico de Bizkaia hasta la década de los 80. Esta historia reciente 

de Bizkaia, ha traído consigo una alta densidad poblacional en los estuarios industrializados, 

con especial incidencia en el área de Bilbao Metropolitano, que cuenta con una 

densidad poblacional de 2.197 habitantes por kilómetro cuadrado (EUSTAT, 2009). 

Esta provincia que ha sido fuertemente industrializada, humanizada y transformada, 

es muy heterogénea y conserva algunas zonas de gran interés ambiental, como es el caso


de los Parques Naturales de Gorbea, Urkiola y Armañón, así como la Reserva de la Biosfera 

de Urdaibai. Muestra de ello es que el 11,38% de Bizkaia (252 Km2) forma parte de la 

Red Natura 2000. 

Tras la crisis económica de principios de los noventa que sufrió España, el País Vasco 

y Bizkaia en particular se sumergieron en un profundo proceso de transformación del 

sector secundario hacia lo conocido como neoindustria y una clara apuesta por el sector 

terciario, y apostando asimismo desde las instituciones vascas por reforzar las medidas 

ambientales y trabajar por la sostenibilidad. El sector primario por su parte, que históricamente 

ha sido el principal responsable del sistema de explotación del medio natural, ha 

ido perdiendo peso específico en la economía de Bizkaia, y en la vasca en su conjunto. 

Euskadi 

Bizkaia 

Figura 1. Localización del área de estudio (Euskadi con respecto a Europa y a España, y Bizkaia con 

respecto a Euskadi). 

En el contexto socio-ecológico actual se detecta la necesidad de enlazar, conciliar y 

acercar el mundo rural vasco y el urbano, que posibilite la búsqueda de nuevas soluciones 

de producción y consumo local que permitan mantener a largo plazo el sector primario, 

además de implementar sistemas integrales de gestión sostenible que respetando el medio 

ambiente y los valores socio-culturales, favorezca la conservación del patrimonio natural 

y cultural. 

3. Ecosistemas Forestales del País Vasco 

El País Vasco por su historia y sus condiciones climáticas y geográficas ha estado 

fuertemente ligado a sus bosques, siendo éstos un pilar muy importante de su sociedad, 

cultura, economía y paisaje. Señal de esto es que el propio euskera (idioma local) guarda 

en la raíz de muchas palabras significativas la palabra “basoa” o bosque; como por ejemplo, 

“baserri” que significa caserío o barrio rural, cuya traducción literal vendría a ser “pueblo 

en el bosque”; “basalore” que significa flor silvestre, o “basajaun” que es un personaje de 

la mitología vasca. De los bosques, la sociedad vasca además de madera, ha obtenido 

y obtiene setas, frutos, caza, recreo y otros muchos beneficios (tanto materiales como 

inmateriales). 

25

26 


Como consecuencia de la fuerte explotación llevada a cabo durante años (para hacer 

carbón, para la industria naval, para la construcción), a principios del siglo XX apenas 

quedaban bosques en el territorio vizcaíno. Para hacer frente a esta situación, y como consecuencia 

de la crisis agraria, se empezaron a hacer repoblaciones forestales con especies 

alóctonas, es decir, especies traídas de fuera, con especial incidencia en el Pinus radiata. 

Desde entonces, se ha llevado a cabo una fuerte actividad forestal en el territorio, que 

ha traído consigo que en la actualidad el 57% de la superficie de Bizkaia esté cubierta por 

sistemas forestales, de los cuales el 79% se corresponde con plantaciones forestales mayoritariamente 

dedicadas a la producción de madera, mientras que el 21% son bosques seminaturales. 

Si bien es cierto que las plantaciones de coníferas alóctonas pueden ayudar en la 

recuperación de bosque natural (Onaindia ¬ Mitxelena, 2009), cabe señalar que durante 

estas décadas de gran auge y desarrollo del sector forestal en Bizkaia, se ha primado el 

criterio de la productividad. En los últimos años, por el contrario, se empieza a reconocer 

la importancia de tener en cuenta otro tipo de aspectos socio-ambientales. 

Los porcentajes de cobertura forestal que presenta Bizkaia son muy inferiores a su 

porcentaje forestal potencial, que prácticamente supondría la totalidad del territorio 

(GESPLAN 2002). Sin embargo, este valor es superior al de aquellos descritos para otros 

paisajes templados tanto de la cornisa cantábrica (García et al., 2005) como de otros lugares 

del mundo (Pan et al., 2001) donde la superficie forestal no supera el 30 % de la 

cobertura. Comparando los datos de Bizkaia con los de la Comunidad Autónoma de Euskadi, 

que engloba los territorios históricos de Álava y Gipuzkoa, además del de Bizkaia, 

resalta el hecho de que a pesar de que el porcentaje de cobertura forestal de ambos se asemeja 

(57% del territorio en Bizkaia y 53% en Euskadi), el porcentaje de bosques naturales 

dentro de esa cobertura forestal es muy superior en el conjunto de Euskadi (45,5% del área 

forestal) que en el territorio de Bizkaia (21% del área forestal) (tabla 1). 

Las plantaciones de coníferas, por lo tanto, son el componente principal del paisaje 

forestal de Bizkaia (y de Euskadi, aunque en menor medida) en cuanto a la superficie 

ocupada se refiere, ocupando un 39% de la superficie de Bizkaia y el 69% de su cobertura 

forestal. Esto, junto con el elevado porcentaje forestal del territorio, se explica debido a 

los cambios en los usos del suelo ocurridos en las últimas décadas. Entre estos cambios, el 

más significativo ha sido la arriba mencionada plantación de coníferas, particularmente 

de Pinus radiata D. Don. (Atauri et al., 1992a,b), las cuales han substituido cosechas, prados 

y bosques de especies frondosas autóctonas (Rescia et al., 1995). Este cambio fue impulsado 

por las administraciones públicas a fin de poner solución a la crisis del mundo 

rural (Groome, 1990), la cual surgió como consecuencia del proceso de industrialización 

y provocó el abandono de tierras de cultivo. De esta forma, se pasó en un corto periodo de 

tiempo de un modelo tradicional agro-silvo-ganadero a dedicar gran parte del territorio 

de Bizkaia a monocultivos forestales de turno corto. 

Los resultados del estudio muestran que el paisaje forestal ha evolucionado en los últimos 

diez años, dándose un cambio en la ocupación del suelo en una quinta parte de la 

superficie de Bizkaia. Más de un tercio de estos cambios (el 38%) se corresponden con 

coníferas que han pasado a ser zonas no forestadas y viceversa, fruto de la intensa actividad 

forestal característica del territorio. Se observan sin embargo, ligeros cambios de 

tendencia en esta actividad: se constata un descenso en la superficie de plantaciones de 

coníferas y un incremento en la superficie de plantaciones de eucaliptos (del 25%), que 

sustituyen a las plantaciones de coníferas y a zonas no forestadas. 

Los ecosistemas del robledal constituyen la vegetación potencial de la mayor parte del


territorio, sin embargo en la actualidad su ocupación no llega al 7 % del área total y su 

grado de fragmentación es elevado. En el periodo de tiempo estudiado, se muestra una 

tendencia a la recuperación (como consecuencia de la sucesión ecológica del matorral), de 

este tipo de bosque, ya que ha aumentado la superficie y el tamaño medio de tesela. 

Tipos de Vegetación 

Forestal 

Bizkaia Euskadi 

CA %CA % del área 

Forestal 

CA %CA % del área 

Forestal 

Zonas no forestadas 95.739,81 43,31 338.696,16 46,87 

Plantaciones de coníferas 86.734,14 39,24 69,21 193.367,29 26,76 50,37 

Plantaciones de eucalipto 11.110,60 5,03 8,87 11.497,71 1,59 2,99 

Plantaciones de frondosas 

1.328,86 0,60 1,06 4.439,80 0,61 1,16 

Bosques de ribera 1.496,78 0,68 1,19 4.790,35 0,66 1,25 

Encinar 5.138,91 2,32 4,10 28.845,08 3,99 7,51 

Quejigal 365,77 0,17 0,29 24.603,97 3,40 6,41 

Robledal bosque mixto 14.506,00 6,56 11,58 48.896,12 6,77 12,74 

Hayedos 4.338,68 1,96 3,46 54.759,09 7,58 14,26 

Abedular 22,62 0,01 0,02 122,20 0,02 0,03 

Torcomal o marojal 267,33 0,12 0,21 12.331,40 1,71 3,21 

Bosque de cantil 4,27 0,00 0,00 246,94 0,03 0,06 

Total Bosque Autóctono 26.140,36 11,83 20,86 174.595,15 24,16 45,48 

Total Masas Forestales 125.313,96 56,69 383.899,94 53,13 

Área Total (TA) 221.053,77 722.596,11 

Tabla 1. Comparación entre los valores del área total (CA) (en ha.), porcentaje del área total (%CA) 

y % del área forestal calculados en Bizkaia y en Euskadi para los doce tipos de vegetación forestal 

considerados. 

Por lo tanto, los cambios más destacados de los últimos 10 años son el aumento de los 

bosques naturales, el descenso en las plantaciones de coníferas y el aumento de las plantaciones 

de eucalipto. 

Se considera preocupante esta tendencia de aumento del eucalipto como especie seleccionada 

para la selvicultura, ya que al ser una especie de turno muy corto (incluso bastante 

más corto que el del Pinus radiata que es de entre 30 y 35 años) (APFG, 2003), se da un 

fuerte desequilibrio entre la extracción de nutrientes que conlleva la tala (madera extraída 

y pérdidas por erosión) y los aportes de nutrientes al medio que se dan de forma natural, 

de forma que estos suelos se encuentran cada vez más empobrecidos. En la planificación 

y toma de decisiones se debe considerar que el turno de corta sostenible estimado para 

los casos en los que se extrae únicamente el tronco del árbol supera los 45 años (Aber & 

Melillo, 2001). Además, debido a la elevada tasa de evapotranspiración del eucalipto, éste 

tiende a desecar los terrenos en los que es plantado, causando desajustes hídricos en su 

área de actuación. 

27

28 


La gestión y el papel de las Administraciones 

De cara a la gestión, es importante señalar que más del 62% del total del área forestal 

del territorio de Bizkaia es de titularidad privada, y que este está repartido en muchos 

propietarios con pequeñas extensiones. Sin embargo, la gestión llevada a cabo en los suelos 

de titularidad pública en los últimos años, ha estado, al igual que en el caso de los de 

titularidad privada, principalmente orientada a la producción, como lo muestra el hecho 

de que un 19% de la superficie que ocupa el eucalipto se corresponde con suelo público. 

Por todo ello, y de cara a fomentar la multifuncionalidad de los bosques, es importante 

que desde las administraciones públicas, además de desarrollar políticas que animen a los 

propietarios a comprometerse con el medio ambiente, se lleve a cabo la gestión de los terrenos 

públicos bajo criterios de responsabilidad social y ambiental, de forma que supongan 

un ejemplo para las y los propietarios privados así como para la sociedad en general. 

En este sentido, se considera aconsejable por un lado, el fomento de prácticas extractivas 

respetuosas con el entorno, y por otro, la utilización de especies autóctonas en las repoblaciones 

de los terrenos públicos a fin de posibilitar la recuperación de los bosques naturales; 

que además de un gran valor ambiental, conllevan un elevado valor sociocultural. 

Contexto de cambio del sector forestal vasco 

En la última década el valor económico de la producción final del sector forestal vasco 

ha sufrido una notoria disminución, a pesar de los esfuerzos financieros realizados (Bizkaia 

es el territorio histórico de Euskadi que mayor apoyo económico da al sector forestal, 

que sumando las subvenciones y las inversiones públicas alcanza en el 2006 los 6.603.000 

euros -Gobierno Vasco, 2008-). En concreto, según los datos del Instituto Vasco de Estadística 

(EUSTAT 2009b), entre los años 1995 y 2006 la producción final del sector forestal 

de Euskadi ha disminuido por encima del 37% (y a partir del año 1998, por encima 

del 50%) (Figura 2). En la actualidad, el sector agro-silvo-ganadero apenas supone el 0,6% 

del Producto Interior Bruto (PIB) tanto de Euskadi como de Bizkaia (EUSTAT 2010). 

Figura 2. Evolución de la producción final del sector forestal (millones de euros) entre los años 1995 

y 2006 en Bizkaia y en Euskadi en su conjunto.


Entre las causas de la disminución de rentabilidad del sistema productivo forestal vasco 

destaca la importante bajada de cortas ligada a la bajada de precios de las coníferas provocada 

por múltiples factores externos (como son la importación de pino radiata de Chile, 

la inusual importación de madera de Francia debida a los vendavales, o la caída del mercado 

de mueble macizo de pino). Según los datos de la Mesa Intersectorial de la Madera 

de Euskadi y del Departamento de Agricultura Pesca y Alimentación del Gobierno Vasco 

(Gobierno Vasco, 2008), entre los años 2004 y 2007 el volumen de cortas ha descendido 

un 13,5%, y se observa que la evolución de las cortas totales va ligada a las de pino radiata. 

La complicada situación económica que afronta el sector forestal vasco, junto con la 

necesidad de buscar nuevas vías de producción y consumo acordes con el contexto de 

cambio global, hacen que resulte aún más importante poner en valor ante la sociedad 

vasca los beneficios socio-ambientales y económicos del mantenimiento de la multifuncionalidad 

de los bosques. 

4. Funciones y Servicios de los Ecosistemas 

Los ecosistemas con integridad ecológica y resilientes, contribuyen al bienestar humano 

mediante la generación de una amplia variedad de funciones de los ecosistemas, las 

cuales son definidas como la capacidad que tienen los ecosistemas de proveer servicios 

que satisfagan a la sociedad (De Groot et al. 2002). Los servicios de los ecosistemas, a su 

vez, se definen como los “beneficios obtenidos de los ecosistemas por los seres humanos, 

que contribuyen tanto a hacer la vida posible como a que ésta merezca la pena” (Díaz et 

al., 2006), o lo que es lo mismo, contribuyen a que la vida sea posible y digna de ser vivida. 

Estos conceptos se basan en la idea de que la contribución que los ecosistemas hacen al 

bienestar humano, mediante el mantenimiento de sus funciones capaces de generar un 

flujo de servicios, debe ser mejor conocida y valorada por la sociedad. 

Los ecosistemas, por lo tanto, constituyen un capital natural que es necesario conservar 

para disponer de funciones y servicios como la regulación del clima, fijación de carbono, 

fertilidad del suelo, polinización, filtración de contaminantes, provisión de agua limpia, 

control de las inundaciones, ocio y valores estéticos y espirituales (Daily 1997). Estas funciones 

y servicios de los ecosistemas tienen consecuencias en la prosperidad de la sociedad 

humana, y no sólo en su economía, sino también en la salud, las relaciones sociales, 

libertades o la seguridad (Millenium Ecosystem Assessment 2005). 

La aproximación a la naturaleza desde las funciones y los servicios de los ecosistemas 

viene dada desde una perspectiva antropocéntrica, que sin embargo, puede ayudar a la 

conservación de la naturaleza ya que es útil tanto para científicos como para gestores, por 

su aplicación en temas relacionados con la gestión de recursos (Reid, 2006), y dado su 

enorme potencial de involucrar a distintos actores sociales. 

Los ecosistemas forestales del País Vasco aportan un elevado y variado número de beneficios 

a sus habitantes. De nuestros bosques obtenemos desde los beneficios más tangibles 

(como pueden ser la obtención de madera, el aprovechamiento de la leña en los 

caseríos para generar calor, o la recolección de setas) hasta los más intangibles (disfrute 

del paisaje, senderismo, o regulación del clima). 

En la tabla que se muestra a continuación se presentan de forma resumida, las principales 

funciones y servicios de los ecosistemas forestales de Euskadi y de Bizkaia en particular, 

con algunos ejemplos: 

29

30 

Servicios de abastecimiento 


-Alimento: 

•Recolección de frutos silvestres (moras, 

castañas, nueces, avellanas, endrinas para hacer 

pacharán) 

•Recolección de setas (tradición muy extendida 

en el País Vasco) 

•Caza (Perdices, faisanes, ciervos, corzos, jabalíes, 

entre otros) 

•Pasto para ganado 

•Apicultura (miel) 

-Madera (servicio potenciado en la actualidad: 

elaboración de papel, palets, mobiliario, exportación 

de madera, etc). 

-Combustibles vegetales (la leña es utilizada en 

muchos caseríos) 

-Medicinas procedentes de plantas (hipérico, 

hierbabuena, romero) 

-Materiales para artesanía y ornamentación 

Servicios de regulación 

-Regulación del clima local 

-Calidad del aire 

-Regulación hídrica 

-Retención de suelo / control de la erosión (especialmente 

importante en zonas de gran pendiente, 

muy frecuentes en Bizkaia debido a su orografía). 

-Protección frente a perturbaciones (tormentas, 

incendios, inundaciones, riadas, sequía) 

-Control de plagas 

-Biodiversidad (además de su valor intrínsico, 

sirve de soporte para otros muchos servicios) 

Servicios culturales 

-Sentido y valores espirituales asociados al lugar 

(personajes mitológicos como Mari o Basajaun) 

-Artísticos (bosque de Oma) 

-Ocio, turismo naturaleza, relajación y disfrute 

-Estéticos (valor paisajístico) 

-Educativos y científicos 

-Sentido de lugar o de pertenencia (árbol de 

Gernika) 

-Conocimiento tradicional (plantas medicinales, 

bosques trasmochos) 

Fotografía: Jon Fernández Pérez 

Fotografía: Jon Fernández Pérez 

Fotografía: Asier Larrazabal Ugalde 

Tabla 2. Funciones y servicios de los ecosistemas forestales de Euskadi y de Bizkaia en particular. 

Cuanto menos agresiva es la acción del ser humano sobre los sistemas forestales y estos 

mayor biodiversidad albergan, mayor potencial tienen de ofrecer servicios de regulación, 

así como de abastecimiento y culturales. Por ello, cuanto más natural sea un sistema forestal, 

mayor capacidad tendrá de proporcionar múltiples servicios. Sin embargo, una plantación 

forestal debidamente gestionada en base a criterios de sostenibilidad (como pueden


ser: evitar el uso de maquinaria pesada, mantener algunos árboles viejos, evitar retirar la 

madera muerta, respetar la biodiversidad, no revolver en exceso el suelo para permitir que 

se mantengan las micórrizas, llevar a cabo plantaciones mixtas), puede llegar a cumplir 

importantes servicios de regulación, así como culturales, además de los de abastecimiento 

propiamente dichos. 

En este sentido, destacar que si en Bizkaia aumentase la cantidad y la calidad de bosques 

seminaturales y/o se redujesen las practicas agresivas de gestión, muchos de los servicios 

mostrados en la tabla 2 cobrarían mayor importancia en el territorio (producción de miel, 

recolección de frutos silvestres, uso medicinal de plantas silvestres) e incluso otros que 

en la actualidad no se dan podrían llegar a desarrollarse e adquirir cierta relevancia (por 

ejemplo, cultivo de trufas o utilización del humus del bosque como fertilizante). 

En lo relativo a mitigar los efectos del cambio climático, señalar que a menudo se defiende 

que al tener las plantaciones de turno corto una tasa de crecimiento rápido, fijan 

una elevada cantidad de carbono de la atmósfera en forma de biomasa. Sin embargo, en 

los cómputos de fijación de carbono se debería de tener en cuenta el ciclo total del carbono, 

atendiendo al cómputo total de carbono fijado y emitido durante las labores silvícolas, 

así como al origen final de esa madera (no siendo lo mismo que se dedique a un 

producto de vida larga, como puede ser un mueble, o a un palet para construcción que 

previsiblemente va a ser quemado tras su uso). Es decir, hay que ser conscientes de que 

el stock (almacenamiento o retención) de carbono es muy diferente al flujo del mismo, 

que tan pronto es fijado, puede volver a la atmósfera. Por lo tanto, a la hora de elegir qué 

tipo de plantación primar en base al criterio de la regulación del carbono, las valoraciones 

deben de ser realizadas con un prisma amplio e integral. Si nos inclinamos por primar el 

stock o retención del carbono, tendremos que tener en cuenta el hecho de que la densidad 

del roble o del haya es mayor que la de la conífera, por lo que en el mismo volumen tendríamos 

mayor fijación de carbono. 

Señalar finalmente, que la mayoría de servicios que proporcionan los ecosistemas 

forestales vizcaínos se aprovechan localmente; pero que sin embargo, la población vizcaína 

además de hacer uso de los servicios de los ecosistemas de su propio territorio, hace 

uso de servicios ecosistemas de otros territorios, sean cercanos como lejanos. Muestra de 

esto es que la Huella Ecológica del territorio de Bizkaia es de 4,84 ha/pers, mientras que 

su biocapacidad es de 1ha/pers, por lo que la población vizcaína utiliza 3,8 veces más territorio 

del que dispone (EEMBIZKAIA, 2010). Al depender de recursos de otros países y 

regiones, se reduce la disponibilidad de éstos en sus territorios de origen, disminuyendo 

las opciones de desarrollo de sus poblaciones. 

5. Búsqueda Conjunta de Soluciones Positivas 

A la vista del periodo de cambios ante el que nos enfrentamos, destaca el hecho de que 

Euskadi (así como Bizkaia, a pesar de ser la provincia más poblada) tienen un elevado 

potencial para garantizar el mantenimiento de los servicios de sus ecosistemas forestales, 

donde la Administración puede cumplir un papel relevante. 

El momento actual es clave para el sector forestal vasco, ya que requiere de una profunda 

reflexión y transformación. Por lo tanto, las decisiones actuales sobre el camino a fomentar 

desde los distintos ámbitos de incidencia en el sector (forestalistas, universidades 

y centros de investigación, Administración pública, ciudadanía), determinarán el sentido 

de esa transformación, cuestión que se encuentra actualmente en el centro del debate. Por 

31

32 


ello, y puesto que en los socio-ecosistemas forestales vascos hay diferentes opiniones e 

intereses encontrados, es importante fomentar procesos de gestión democrática y participativa 

que ayuden en la búsqueda conjunta de soluciones positivas (win-win solutions). 

Para mitigar los efectos del cambio climático (y en definitiva del cambio global) desde el 

ámbito del País Vasco, por lo tanto, es importante, por un lado, buscar nuevas formas de 

gestión de los socio-ecosistemas forestales locales que involucrando a diferentes actores 

sociales, permita mantener la multifuncionalidad de los ecosistemas y además, reconfigurar 

las relaciones entre el ámbito rural y el urbano. Por otro lado, es esencial hacer visibles 

las interrelaciones existentes entre la conservación de la naturaleza, el bienestar humano y 

la justicia social, tanto a escala local como global, potenciando con todo ello procesos en 

red de cooperación multidireccional e interdisciplinares. 

Agradecimientos 

A Miren Onaindia, por todo su apoyo, confianza y enseñanza constante. A la Diputación 

Foral de Bizkaia y, en especial, al Departamento de Medio Ambiente y a todos los políticos 

y técnicos que participan en el proyecto de la Evaluación de los Ecosistemas del Milenio en 

Bizkaia (con especial mención a Iosu Madariaga y Xabier Arana por todo su apoyo y trabajo); 

A Izaskun Casado, Gloria Rodríguez, Ibone Amezaga y todo el equipo de trabajo de 

la UPV/EHU involucrado en el proyecto. Al equipo del Laboratorio de Socio-Ecosistemas 

de la Universidad Autónoma de Madrid, a Aitana y Nekane Viota de UNESCO Etxea, y a 

todas las personas que han participado en los talleres sobre las masas forestales de Bizkaia. 

BIBLIOGRAFÍA 

Aber, J.D. y Melillo, J.M. (2001): Terrestrial Ecosystems. New York, Academic Press. 

Aizpuru, I., Catalán, P. y Garin, F. (1990): Guía de los árboles y arbustos de Euskal Herria. 

Vitoria-Gasteiz, Servicio central de publicaciones del Gobierno Vasco. 

Anderies, J.M., Janssen M.A. y Ostrom E. (2004): “A framework to analyze the robustness 

of social-ecological systems from an institutional perspective”. Ecology and Society, 9 

(1): 18. Disponible en: http://www.ecologyandsociety.org/vol9/iss1/art18/ 

APFG, Asociación de Propietarios Forestales de Guipúzcoa. (2003): Basoberritzea eta 

basoaren erabilera / Repoblación y Manejo Forestal. San Sebastián, Departamento de Agricultura 

y Medio Ambiente de la Diputación Foral de Guipúzcoa. 

Atauri, J.A. et al. (1992a). “Tendencias de cambio recientes en el paisaje: relación con 

los factores socioeconómicos en la Reserva de la Biosfera de Urdaibai (Bizkaia)”, Cuad. 

Sección Hist., 20, 413-434. 

Atauri, J.A., de Pablo, CL. y Martin de Agar, P. (1992b): “Land use change and landscape 

organization in northern Spain”. 6th European Ecological Congr. Marseille. Abstracts: 29. 

Daily, G. C. (1997): Nature’s Services. Washington D.C., Island Press. 

De Groot, R., M. Wilson, y R. Boumans. (2002): “A typology for the description, classification 

and valuation of ecosystem functions, goods and services”, Ecological Economics, 

41, 393-408. 

Díaz, S. et al. (2006): “Biodiversity loss threatens human well-being”, PLoS Biology, 4, 

e277. 

EEMBIZKAIA, Evaluación de los Ecosistemas del Milenio en Bizkaia. (2010): “La


Huella Ecológica de Bizkaia”. Colección de fichas divulgativas, nº 3, Bilbao, UNESCO Etxea. 

(ISBN: 978-84-934779-9-8). Disponible en: www.ehu.es/cdsea 

EUSKALMET. (2005): ‘Clasificación de territorios climáticos’. Dirección de Meteorología 

y Climatología - Gobierno Vasco. http://www.euskalmet.net 

EUSTAT. (2009a): ‘Población por ámbitos territoriales y sexo’. 31-XII-2009. Instituto 

Vasco de Estadística. http://www.eustat.es 

EUSTAT. (2009b). ‘Producción final agraria por territorio y sector’. 15/09/2009. Instituto 

Vasco de Estadística. http://www.eustat.es 

EUSTAT (2010): ‘Distribución sectorial del PIB oferta por TH, rama de actividad (A- 

4), tipo de dato y tipo de medida’. 22/12/2010. Instituto Vasco de Estadística. http://www. 

eustat.es 

García, D. et al. (2005): “Fragmentation patterns and protection of montane forest in 

the Cantabrian range (NW Spain)”, Forest Ecology and Management, 208, 29-43. 

GESPLAN 2002. Sistema de Cartografía Ambiental del País Vasco. Vitoria-Gasteiz, Gobierno 

Vasco. 

Gobierno Vasco, 2008. ‘Selvicultura y Medio Ambiente en la Comunidad Autónoma 

del País Vasco. Indicadores 2008’. Vitoria-Gasteiz, Gobierno Vasco. Disponible en: http:// 

www.euskadi.net/r33-2288/es/contenidos/libro/selvicultura_mambiente/es_doc/adjuntos/selvicultura_mambiente.pdf 

Gobierno Vasco (1996): ‘Inventario forestal de la Comunidad Autónoma de Euskadi 

1996’. www.euskadi.net 

Gobierno Vasco (2005): ‘Inventario forestal de la Comunidad Autónoma de Euskadi 

2005’. www.euskadi.net 

Groome, H. (1990): “Historia de la política forestal en el Estado español”, Monografías 

de la Agencia de Medio Ambiente de la Comunidad Autónoma de Madrid, 1, 335 pp. 

Onaindia, M. y Mitxelena A. (2009): “Potential use of pine plantations to restore native 

forests in a highly fragmented river basin”. Annals of Forest Sciences, 66, 305. 

Millenium Ecosystem Assessment. (2005): Ecosystem and Human Well-Being: Synthesis. 

Washington D.C, Island Press. 

Pan, D. et al. (2001): “Spatial pattern of coniferous and deciduous forest patches in an 

Eastern North America agricultural landscape: the influence of land use and physical attributes”, 

Landscape Ecol., 16, 99–110. 

Reid W.B. (2006): “Nature: the many benefits of ecosystem services”, Nature 443,749. 

NOTAS 

1 Los socio-ecosistemas o sistemas socio-ecológicos son aquellos que integran la perspectiva ecológica, 

socio-cultural y económica, o lo que es lo mismo, el ser humano en la naturaleza (Anderies et al. 2004). 

33

THREATS AND CHALLENGES TO THE CONGO BASIN: THE CASE OF CA- 

MEROON 

MARC PARREN 

1. Introduction 

T he Congo Basin covers six countries Cameroon, Central African Republic (CAR), 

DR Congo, Equatorial Guinea and Republic of Congo with a total area of just 

over 4 million km2. In 2005 the total human population was estimated at around 86 million 

inhabitants and it should reach 99 million by the year 2010. DR Congo and CAR are 

amongst the poorest countries in the world while they contain about 73% of the human 

population of the sub-region. Cameroon and the Republic of Congo belong to the lower 

middle income countries, while Gabon is classified as a higher middle income country 

and Equatorial Guinea even as high income country. However, in the latter two countries 

only 2% of the human population of the sub-region are confined. The majority of the 

population lives from shifting cultivation to survive and uses the forests as a resource to 

expand its living space and to collect forest produce as a source for food and fuelwood (de 

Wasseige et al. 2009). 

The main rain forest area in Africa is the Guineo-Congolian region that extends from 

Senegal to western Kenya and northern Angola (White 1979). Although the rain forests 

in this region are generally less diverse than those in the Neotropics and Indo-Malaysia 

(Huston 1994), they are estimated to house more than half of Africa’s species (Sayer et al. 

1992). For example, the region holds some 84% of the primate species, 68% of the passerine 

bird species and 66% of the butterfly species found in Africa (Crowe & Crowe 1982, 

Carcasson 1964, Sayer et al. 1992). In addition, an estimated 8 000 plant species are found 

in the Guineo-Congolian region (Sayer et al. 1992). Some 41% of the total area of Central 

Africa, or 162 million ha (2008 figures), is still covered by closed forest formations and 

accordingly the Congo Basin forms the second largest forest block in the world, after the 

Amazon Basin. They rank among the top conservation priority areas in the world (Davis 

et al. 1994, Myers et al. 2000). While the characteristics and functioning of the African 

rain forests are still poorly understood, they are increasingly subject to large-scale degradation, 

fragmentation and deforestation (Sayer et al. 1992, Archard et al. 2002, de Wasseige 

et al. 2009). In Central Africa, an estimated 0.16% of the rain forests are deforested 

annually (1990-2000), mainly for agricultural purposes (de Wasseige et al. 2009) while 

logging operations are estimated to affect another 0.7% (Laurance 1999). The annual forest 

loss for West and Central Africa over the period 2000-2005 was approximately 1.5 

million ha (FAO 2007). With the steady decline in forest cover in the region, secondary 

forests are be-coming increasingly important landscape elements. Central African forests 

play a prominent role in conservation schemes aimed at the protection of global biodiversity 

(Myers et al. 2000). Some 14% of the rain forests in the area or over 57 million ha are 

presently protected by law of which almost 19 million ha with the national park status (de 

Wasseige et al. 2009). Outside protected areas, human land use activities affect the rain 

forest species by modifying and degrading their habitat.

36 


For the present distribution and composition of African rain forests, the most important 

historical large-scale disturbances were arguably the periods of severe aridity and low 

temperatures during the last 40 000 years (Bonnefille et al. 1990, Sosef 1994, Ngomanda et 

al. 2009). These periods, coinciding more or less with the glacial periods, resulted in strong 

temporary reductions of the rain forest cover. At the height of the last glacial maximum 

some 18 000 years ago, it has been hypothesised that only a few isolated rain forest fragments 

(‘refugia’) remained, surrounded by savannah vegetation (Haffer 1969). During the 

inter-glacials, the climatic conditions for rain forest species was generally more favourable 

and resulted in the expansion of the rain forest cover. The repeated expansion and retraction 

of the rain forest cover has been hypothesised to explain the current distribution 

patterns of slow dispersers and endemic species (Haffer 1969, Sosef 1994). Areas with 

large numbers of endemics (i.e. species with small geographic distributions) are found in 

Sierra Leone -Liberia, Côte d’Ivoire - Ghana, Cameroon – Gabon and the eastern part of 

the Democratic Republic of Congo (former Zaire). While there is general agreement on 

their approximate location, the processes that lead to high species accumulation in these 

areas are much debated (e.g. Aubréville 1962, Maley 1991, Sosef 1994, Fjeldså and Lovett 

1997). At present large-scale disturbances such as hurricanes, landslides, volcanic activity 

and large river dynamics, are very rare in large parts of the African rain forest biome 

(Olivry 1986, Jans et al. 1993). The main natural disturbances in most African forests are 

canopy opening by tree and branch falls. Such natural gaps are generally relatively small. 

In African forests high diversity may be cultural artefacts as well created by Bantu migration 

over previous centuries (Laburthe-Tolra 1981, Schwartz 1992, Oslisly 2001). Presentday 

biodiversity may exist in West- and Central Africa not in spite of human habitation, 

but because of it (White and Oates 1999, Mbida Mindzie et al. 2001). Numerous stone age 

and iron age human settlements have been discovered below extensive areas of rain forest 

vegetation in West and Central Africa in the form of finds such as pottery, charcoal, oil 

palm (Elaeis guineensis) kernels used as food source, and iron furnaces. Widespread and 

significant human impact on African forests is noted (Schwartz 1992, White et al. 1996, 

White and Oates 1999, Kahlheber et al. 2009). The exact nature of human impact may vary 

between areas of the African rain forest, but what becomes very obvious is that many of 

the timber species which are often dominant in the upper canopy are long-lived pioneers 

who required much light during most stages of their life cycle. 

2. Cameroon and its forests 

Cameroon lies between latitudes 2° and 13°N and between longitudes 8° and 16°E and 

covers an area of 475,440 km2. It is bound to the south by Equatorial Guinea, Gabon and 

Congo, to the north by Chad, to the east by the Central African Republic and to the west 

by Nigeria and the Atlantic Ocean. The coastal plain decreases in width from 100 km in 

the north to 30 km in the south and hills rise abruptly from this plain to a vast plateau 

block (500-1 000 m above sea level). A mountain ridge, oriented south-west to north-east, 

continues inland from the oceanic volcanic ridge, extends along the north-western side 

of the interior plateau, along the Nigeria border and then east across the country in the 

Massif de I’Adamaoua. The highest point in Cameroon, which is part of the ridge, is Mt 

Cameroon (4 095 m). Drainage is very complex, with nine major river basins. The largest 

river in Cameroon, the Sanaga, drains much of the central highland region before reaching 

the sea at a delta on the Bight of Biafra.

Marc Parren 

Many of Cameroon’s forests are subject to an equatorial climate with four seasons per 

year (a long and a short dry season and a long and short rainy season), but the coastal and 

montane forests tend to have an anomalous climate with only two seasons (a long wet season 

and a short, albeit often severe, dry season). Most of the coastal plain has more than 4 

000 mm of precipitation annually and at Debundscha, at the foot of Mt Cameroon, rainfall 

regularly exceeds 10 000 mm. Mountains receive more rain than lowlands at similar latitudes 

so that montane forest islands are often surrounded by relatively dry savanna. The 

first attempt to classify the vegetation types of Cameroon was made by Letouzey (1968, 

1985). Who adopted the phyto-geographical approach to map the vegetation of Cameroon 

at a scale of 1: 500 000. These maps were based on aerial photos taken during the 1960s 

with ground checking and descriptive observations during field trips in various parts of 

Cameroon. Cameroon contains moist forest of two of Africa’s four major biogeographical 

regions: the Afromontane and the Guineo-Congolian (White 1979). The Afromontane 

region comprises two major domains, Afro-subalpine grassland and montane forest, both 

of very limited extent. The Guineo-Congolian region, which includes submontane forest 

and extensive dense, humid, evergreen forest as well as semi-deciduous forest of middle 

and lower elevations, covers a total of 168 761 km2, or 36.2 per cent of the land area of the 

country (Cerutti et al. 2009). 

The montane forest is evergreen, and there are few lianas and covers about 177 km2. 

The understorey tends to be open and lichens and mosses are common. Five species of 

tree characterise the montane zone: Nuxia congesta, Podocarpus latifolius, Prunus africanus, 

Rapanea melanophloeos and Syzygium staudtii. While levels of endemism are fairly 

high, species diversity is low. It seems likely that this phenomenon may correlate with the 

severe reduction in the area of the forest which occurred during dry climatic periods. The 

submontane forest zone is found between 800 and 2 200 m in the south of the country 

and from 1 200 to 1 800 m in the north and covers about 2 705 km2. It is characterised 

by floral uniformity and an abundance of plants of the family Guttiferae. At lower altitudes, 

the species structure of the forest is similar to that of the adjacent lowland forests, 

as elevation increases the epiphytic flora, principally orchids and mosses, increases and 

tree species not found in lowland forests (e.g. Erythrococca hispida, Prunus africanus and 

Xylopia africana) begin to appear. The submontane forests are very poorly known biologically 

compared to both the lowland and montane types. Medium and low altitude forests 

are found from sea level to 800 m in the south and from sea level to 1200 m in the north 

of Cameroon. Within this domain, the dense, humid, semi-deciduous forest is often fragmented 

and it is seriously endangered by brush fires set during the dry season. This forest 

type covers around 40 000 km2 or about 8.6 per cent of national land. The dense humid 

evergreen forest covers about 27.5 per cent (128 000 km2) of the country’s land area and 

is made up of two principal zones: evergreen Cameroon-Congolese forest and evergreen 

Atlantic forest. 

The evergreen Cameroon-Congolese zone of medium altitude forest covers about 81 

000 km2 or 17.4 per cent of the national land. The floristic diversity of this zone tends to 

be lower than that of the Atlantic coastal forests. Principal affinities are with the Congo 

basin forests with such species as Lannea welwitschii, Cleistopholis patens, Xylopia staudtii, 

Bombax buonopozense, Cordia platythyrsa, Swartzia fistuloides, Irvingia grandifolia and 

Entandrophragma utile. With the notable exception of Gilbertiodendron dewevrei this forest, 

unlike parts of the Atlantic zone, is not characterised by gregarious Caesalpiniaceae. 

Associations found within this zone include the swamp forests of the Upper Nyong 

37

38 


with Sterculia subviolacea and Macaranga spp., swamp forests with Phoenix reclinata and 

Raphia newbultorum and flooded forests with Guibourtia demeusei. 

The evergreen Atlantic zone of the low and medium altitude forest covers about 47 000 

km2 or 10.1 per cent of national land. The floristic diversity here is very high and there is 

marked endemism. Tchouto (2004) found in the Campo Ma’an area on the border with 

Equatorial Guinea 114 narrow endemics (or 5% of total diversity) including Beilschmiedia 

cuspida, Monodora zenkeri, and Petchia africana. Moreover he noted that 540 species 

(23% of total diversity) were endemic to the Lower Guinea centre of endemism, 1 123 species 

(49%) were Guinea-Congolian endemics and 105 species (5%) were Guinea endemics 

as described by White (1979). This zone is the centre of diversity for various plant taxa 

including the genera Cola, Diospyros, Garcinia and Dorstenia. The forest shares species 

with the Ituri forest of eastern D.R. Congo (e.g. Diospyros gracilescens), with the forests of 

the Congo basin (e.g. Oubanguia alata, Afzelia bipindensis and Enantia chlorantha) and 

with those of Upper Guinea (e.g. Diospyros kamerunensis and D. piscatoria). These species 

shared with other regions are evidence of past connections between the forests. The flora 

has affinities with the forests of South America. For instance, the trees Erismadelphus exsul 

and Sacoglottis gabonensis belong to families poorly represented in Africa, but which are 

abundant in South America. Andira inermis, which has a very local distribution in this 

forest zone, is another species that is also found in South America. 

Cameroon’s vascular plant species diversity with 7 850 species, including 100 endemic 

species, is high considering its surface. Some 815 of the vascular plant species or 10.4% of 

the total are considered to be threatened according to the IUCN criteria and form part of 

Cameroon’s Red Data book (Onana and Cheek 2011). The South West Region bordering 

Nigeria has the greatest concentration of threatened species in Cameroon and is also the 

most species rich area with more than 2 300 species concentrated in Korup National Park 

(Thomas et al. 2003), Mt. Cameroon, Mt. Kupe and the Bakossi Mountains (Cheek et al. 

2004). Another hotspot is located near Bipindi and the Ngovayang Massif in the South 

Region bordering Equatorial Guinea. Major threats to the rain forests, and to rare plants, 

have been forest clearance for agriculture and timber. 

3. Cameroon’s economy and the timber sector 

Cameroon had, in 1990, a population of 11.1 million people while in 2010 it had increased 

to 19.4 million, which at an annual growth rate of 2.6% implies it will double in 

less than 25 years (Anon. 2010). Fifty per cent of the people are of working age (15-64), 

while most of the rest are below it. Before 1977, the economy of Cameroon was based 

principally on agriculture. The major exports were cocoa, coffee, timber, cotton, rubber, 

palm oil, bananas, tobacco and tea. Conversion of c. 0.5 million ha of moist forests to 

smallholder coffee and cocoa plantations from the 1950s to the 1970s resulted in relatively 

equitable economic growth, averaging 3 to 4% per annum. By 1980, petroleum had 

become the country’s primary export and in 1985 production peaked, bringing in US$ 1 

617 million. However, by 1987 this income was more than halved to US$ 783 million. At 

the same time the strength of agriculture was maintained and three quarters of the working 

population were engaged in this sector. With the exception of rubber and palm oil, 

peasant farmers dominate agricultural export production. In more recent years, timber 

exploitation has overtaken coffee and cocoa production as the most important economic 

activity in the moist forests contributing 4.8% to the GDP of the country (2004 figures).

Marc Parren 

Cameroon is now the leading African exporter of tropical timbers, with over $460 million 

in annual export sales (Topa et al. 2009). 

What made Cameroon to become the principal timber exporting country of Africa by 

1999? In the tropics, commercial logging on a significant scale dates back to the end of the 

nineteenth century. Since then, deforestation of unprotected forests in densely populated 

West African countries (Nigeria, Ghana and the Côte d’Ivoire) has been almost complete. 

The permanent forest estate (both timber production reserves and conservation areas) is 

the last stronghold of forests in these countries. The actual allowable annual yield in each 

of these countries equals approximately 1 million m3, a sharp drop compared to previous 

figures of up to 6 million m3 (Martin 1989, Parren and de Graaf 1995). By the end of the 

1980s Cameroon, located transitionally between west and central Africa, was still covered 

by about 17 million ha of tropical moist forest or about 70% of the original moist forest 

zone. When in the early 1990s the timber crises first appeared in these West African countries, 

an upsurge of logging activities could be seen in the Congo Basin, and Cameroon 

more specifically. So what made Cameroon to fare better than other timber producers: 

(1) the timber crisis in countries like Ghana and Côte d’Ivoire, which supplied the same 

species, (2) the vast concessions (Cameroon, max. 200 000 ha) of unlogged forests still accessible 

in the Congo Basin, (3) the devaluation of the CFA Franc in 1994, (4) the increasing 

demand for African timber in Asia at the time, and (5) Cameroon’s national policy to 

become the principal timber exporter of Africa. 

Cameroon’s production level in the late 1990s reached c. 3 million m3. Some two thirds 

of this total production was exported as roundwood and over half to the Asian markets 

(Eba’a Atyi 2000). The formal roundwood production has declined over time to just 2.2 

million m3 in 2007, mainly consisting of Ayous (Triplochiton scleroxylon), Azobe (Lophira 

alata), Iroko (Milicia excelsa), Sapelli (Entandrophragma cylindricum), and Tali (Erythrophleum 

ivorense). However the big difference is that almost 75% is now locally processed 

(de Wasseige et al. 2009). In addition, some 2.1 million m3 roundwood equivalents are 

felled by small-scale operators without license (informal sector) to serve principally the 

local market with cheap lumber. So the real production figure for Cameroon is somewhere 

close to 4.3 million m3 (Cerutti and Lescuyer 2011). The forest sector is nowadays 

the second largest source of export revenue after petroleum, accounting for 26% of nonpetroleum 

exports in 2004. In addition the forest sector provides up to 13 000 formal and 

perhaps 150 000 informal jobs and accordingly is Cameroon’s largest employer outside the 

public sector. 

4. Forest policy and management 

Cameroon’s rain forest cover extends over 22.5 million ha of which only 40% which 

are not affected by agriculture. Not only can the Cameroonian forests be characterised by 

its high biological complexity but also by a notable presence of indigenous populations of 

Baka (pygmies) and Bantu who live in and from these forests. The two most widespread 

land uses in Central Africa are selective logging and shifting cultivation. Selective logging 

entails the felling and extraction of a small number of large individuals of a few commercial 

tree species. The proportion of the area that is physically affected by the logging operations 

depends on the logging intensity. In Cameroon, on average 0.7 trees are exploited 

per hectare, which causes damage to 5% of the area (Jonkers and van Leersum 2000). 

Logging gaps are generally larger than natural gaps (< ca. 100 m2, Jans et al. 1993), i.e. ca. 

39

40 


550 m2 (Parren and Bongers 2001). Shifting cultivation is a traditional form of agriculture 

in which forest patches (generally 0.5 – 1.5 ha) are cleared, burned and interplanted with 

a variety of crops (Nounamou and Yemefack 2002). Depending on soil productivity, the 

tending and harvesting gradually stops after 2-3 years and the land is generally left fallow 

for more than 10 years. With adequate recovery periods, shifting cultivation is generally a 

sustainable form of land use (Nounamou and Yemefack 2002). 

Cameroon has progressively adopted modern legislation integrating the notion of sustainable 

forest management in the 1990s ever since the Earth Summit of 1992 that took 

place in Rio de Janeiro, Brasil. The government’s strategy for forest use is laid down in 

the 1994 Forest Law and has subsequently been elaborated in the Forest and Environmental 

Sector Plan. Cameroon’s forest sector strategy gives priority to poverty reduction 

as formulated in the Poverty Reduction Strategy Paper, which in turn is linked to the 

Millennium Development Goals. The 1994 Forest Law had as major innovations the creation 

of council forests and community forests, as well as an annual area tax to be paid by 

concessionaires. We will next discuss the three pillars of commercial forest exploitation 

which demand a management plan and are oriented towards (1) industrial concessionaires 

which operate at Forest Management Unit level, which in French are called Unité 

Forestière d’Aménagement (UFA), and at a mere decentralised level they focus on (2) 

council forests and (3) community forests. The former two belong to the permanent forest 

estate while the latter does not and could in principle be converted into other land uses. 

During the 1990s a national land use planning exercise aimed to reserve 30% of the national 

territory as permanent forest estate of which some 9 million ha of rain forest (Côté 

1993). This is possible since the government abolished customary land tenure in 1974 and 

became the ‘keeper’ and ‘manager’ of all land held under such tenure (Karsenty 2010). The 

local population responded to this ‘nationalisation’ of customary land by clearing as much 

forested land as they could to prove their occupancy of the lands and prevent allocation 

for industrial timber concessions. In total 7.2 million ha are designated timber production 

areas and 5 million of these are handed out as concessions. 

Industrial timber concessions are attributed by a kind of bidding procedure which an 

inter-ministerial commission is delegated to oversee. A single concessionaire is not allowed 

to hold Forest Management Units (in French UFAs) surpassing 200 000 ha. When 

an UFA is attributed temporarily the holder has to compile a management plan based on 

sustainability principles within the next three years and which has to be endorsed by the 

forest administration. Concessions last 15 years and are renewable (Cerutti et al. 2009). 

The main taxes to be paid are the annual area tax or in French redevance forestière annuelle 

(RFA), as well as a stumpage fee for every cubic meter harvested. At least 70% 

of the roundwood harvested should be locally processed and the rest of the logs can be 

exported as such. All logs exported above this level of 30% is progressively heavier taxed. 

The RFA is a kind of eco-tax of which 50% goes to the State, 40% to the councils and 10% 

to the local communities surrounding the UFA. These form considerable amounts that 

are entering the local economy and constitute a large proportion of the municipalities or 

council budgets for their functioning and development. 

Almost 4.5 million ha of industrial timber concessions are currently certified in Central 

Africa, which according to Karsenty (2010) can largely be contributed by improved 

workers’ conditions and the focus on the social agenda. In Cameroon almost 1 million ha 

is now certified mainly during the last two years (see Table 1). All these certified concessions 

have a largely European ownership and capital and have invested large sums to attain

Marc Parren 

the required management plan which has been audited and certified by FSC. However, 

since the global financial crisis of 2008-2010 a number of these European investors were 

no longer able to able to recover these investment and even made a loss and were forced 

to sell their companies. This is the case for the Danish DHL group which sold CIB in 

northern Congo and CFA in Gabon to the Singapore based firm Olam International in 

2010. The same happened with Leroy-Gabon in 2009 which was sold to Chinese interests. 

The price premium for certified timber, which can be estimated at 15-25%, do under the 

economic crises not outweigh all the additional costs involved. Asian companies can be 

seen taking up an ever larger share of the timber business in Central Africa and it is still 

too early to evaluate this new trend. 

Table. 1 FSC certified concessions (UFA) in Cameroon as per April 2011 

Company UFA Surface Date 

Wijma UFA 09021 41.965 ha 08/12/05 

UFA 09024 55.078 ha 03/07/07 

TRC UFA 00004 125.490 ha 12/02/08 

Pallisco UFA 

01030/31/39/41/42/43 

341.708 ha 09/10/08 

SFIL - Decolvenaere UFA 10052 69.008 ha 19/01/10 

CAFECO - Wijma UFA 11005 71.815 ha 19/03/10 

SFID – Groupe Rogier UFA 10038/40/54/56 285.902 ha 03/02/11 

990.966 ha 

In Cameroon, decentralisation of forest management authority has proceeded to an 

advanced degree. Community forests in Cameroon have been operating since 1997, with 

numbers of new community forests established reaching a peak around 2004. At the end 

of 2010 some 457 community forests are now at some stage in the application and approval 

process, of which 291 with an approved simple management plan (Cuny in press). 

The same applies for council forests of which some 34 are at different stages of the required 

process to be followed. These community and council forests are situated in diverse ecological, 

political, economic and institutional landscapes, although between almost all are 

confined to the lowland forest zone with timber exploitation as their major objective. 

At the level of municipalities or councils the law gives them the right to create council 

forests. At the moment only 11 councils have succeeded to get their forests gazetted as 

such, actually six are even at the stage to extract timber according to a harvesting plan. To 

qualify several steps have to be taken such the compilation of (1) a management plan, (2) 

an environmental impact assessment and (3) a socio-economic study. However, the councils 

often face financial restrains and administrative hurdles that slow down and prolong 

the procedure. For a good number of these municipalities or councils the timber production 

in their council forest forms indispensable revenue for their functioning and to attain 

the development goals proposed in the council development plan. An important local institution 

with legal responsibility in the management of council forest is the Village Forest 

Management Committee (VFMC), whose composition, responsibilities and management 

41

42 


are clearly spelt out in an Act of the Ministry of Forests of 1999. However, an important 

hurdle that still needs more attention is to determine responsibilities and how benefits are 

shared. As for the latter a revenue distribution scheme for the rational usage of generated 

income should take into account the following aspects: (1) equal revenue sharing between 

the management partners (council and villages), (2) revenue allocation following priority 

needs of each of the villages according to a village development plan, (3) revenue allocation 

following the council’s overall developmental priority needs (the whole council area), 

(4) there should be a portion of the revenue allocated for operational cost of the council 

forest management and should by far be less than the investment budget (Ngoma & Tatah 

2008). 

A community forest forms part of the non-permanent forest estate (agro-forestry zone) 

in which the village community and the forest administration sign a management agreement. 

The management of this forest, which is not to surpass 5 000 ha, is effected with the 

technical assistance of the forest administration. The objectives are (i) to create employment 

and generate revenue in rural areas, (ii) improve living conditions of the population, 

(iii) to manage sustainable the forest taking into account the basic needs of the rural communities. 

It also aimed to enhance the access by rural communities to the forest resources, 

to generate revenue which was almost absent at that level and to empower the development 

by rural communities. To qualify several steps have to be taken, first a process of sensitization 

has to take place and the boundaries of the forest to set apart have to be decided 

upon. Next a simple management plan has to be compiled as well as an environmental 

impact study to be conducted under the supervision of the forestry administration. This 

would allow for temporary exploitation until the definitive convention of 25 years would 

be signed. Almost 1 million ha of community forests have a simple management plan and 

some 677 000 ha are already managed by 182 communities engaged in the extraction of 

timber and non-timber forest products. 

One of the most important services provided by rainforests for local people is wildlife 

as an extractable resource. However, the first to suffer from high human pressure is forest 

wildlife (Wilkie and Carpenter 1999, Robinson and Bennet 2004). Wildlife is a free commodity 

that is exploited in a ravaging way, hardly ever with any regulation to guarantee a 

long-term sustainable yield. Animals caught in the forest (hereafter called bushmeat) do 

not only provide local households with food, but are also traded with urban centres sometimes 

far away. The bushmeat trade from the forest interior to large urban settlements, 

sometimes far away, is huge and difficult to control (Milner-Gulland and Clayton 2000, 

Cowlishaw et al. 2005, Crookes et al. 2005). It is estimated that approximately 5 million 

tons of bushmeat is harvested annually in the Congo basin alone (Fa et al. 2002), or on 

average 645 kg of bushmeat per km2 per year (range 50-897 kg, Wilkie and Carpenter 

1999). For the Amazon basin this is far less: 0.15 million tons annually. Fa et al. (2002) 

calculated that Congo basin mammals should produce 93% of their total biomass annually 

to balance extraction rates, while this is only 4% for the Amazon. Harvest rates in the 

Congo basin surpass by far the suggested sustainable harvest rate of 20% of the production 

of long-lived species (production is immigration and reproduction, minus emigration and 

deaths, Robinson and Redford 1991). Hunting often accompanies logging companies in 

the forest interior (Auzel and Wilkie 2000, Putz et al. 2001). During extractive exploitation 

hunters provide the labour force and their families with meat. Professional hunters follow 

these labourers into the forests and apart from providing the local people with meat, also 

transport large amounts of bushmeat to cities (Wilkie et al. 2000). When logging exploita-

Marc Parren 

tion has ceased, more people turn to hunting as a source of income, increasing the pressure 

on wildlife. Alternatives for bushmeat are scarce and underdeveloped (Fa et al. 2003), 

or have a direct effect on the level of bushmeat exploitation (e.g., decline in fish supply 

increases bushmeat consumption: Brashares et al. 2004). 

5. Conclusions 

By and large a poor nation, Cameroon has little choice but to develop its forest resources. 

From the standpoint of government policy, the critical question is whether Cameroon’s 

rain forests will be turned into sustainable agricultural and forestry production systems 

or ‘mined’ into a state of degraded vegetation as can be seen in West African timber 

producing countries such as Côte d’Ivoire and Ghana. Natural resources, such as timber, 

minerals and wildlife are often exploited far above sustainable levels by national and international 

operators. What is very encouraging though is that a major strive is made for 

sustainable forest management by certification schemes with already almost 1 million ha 

certified. Another major achievement is the 15 years of experience with decentralisation 

of forests exploitation as community or council forests. Even though the experiences are 

not perfect it means empowerment of local communities and a reverse of the claim made 

in the 1970s of all ‘vacant land without a master’ to belong to the State. This decentralisation 

process could slow down the deforestation process and even lead to more locally 

driven development if well guided and supported. It is a phenomenon which demands no 

short term solutions but rather a policy of long perspective and support. With its unique 

flora and fauna biodiversity conservation will demand a major effort at fine, medium and 

large grained levels. The major concern is that at the increased rate at which wildlife is 

killed at the moment they will end up as bushmeat and might lead in the coming years to 

a ‘silenced’ forest where the cries of major fauna elements will be something of the past. 

REFERENCES 

Anon. 2010. 3e recensement général de la population et de l’habitat. Bureau Central 

des Recencements et des Etudes de Population, Yaoundé, Cameroun. 

Archard F, Eva HD, Stibig H-J, Mayaux P, Gallego J, Richards T & Mallingreau J-P 

2002. ‘Determination of deforestation rates of the World’s humid tropical forests’. Science 

297: 999-1002 

Aubréville A 1962. ‘Savanisation tropical et glaciations quarternaires’. Adansonia 2: 

16-84. 

Auzel P & Wilkie DS 2000. ‘Wildlife use in northern Congo: Hunting in a commercial 

logging concession’. In Robinson JG., Bennett E. (eds). Hunting for sustainability in tropical 

forest. New-York: Columbia University Press, p. 413–426. 

Bonnefille R, Roeland JC & Guiot J 1990. ‘Temperature and rainfall estimates for the 

past 40,000 years in equatorial Africa’. Nature 346: 347-349 

Brashares JS, Arcese P, Sam MK, Coppolillo PB, Sinclair ARE, & Balmford A 2004. 

‘Bushmeat hunting, wildlife declines, and fish supply in West Africa’. Science 306: 1180- 

1183. 

Carcasson RH 1964. ‘A preliminary survey of the zoogeography of African butterflies’. 

East African Wildlife Journal 2: 122-157 

Cerutti PO & Lescuyer G 2011. ‘Le marché domestique du sciage artisanal au Camer- 

43

44 


oun. État des lieux, opportunités et défis’. Document Occasionnel No. 59. Jakarta, Indonesia, 

CIFOR. 

Cerutti PO, Ingram V & Sonwa D 2009. ‘Les forêts du Cameroun en 2008’. Dans. Les 

forêts du Bassin du Congo. Etat des Forêts 2008. De Wasseige C, Devers D, de Marcken P, 

Eba’a Atyi & Mayaux P (Eds). Les forêts du Bassin du Congo. Etat des Forêts 2008. Office 

des publications de l’Union européenne, Luxembourg, 45-59. 

Cheek M, Pollard BJ, Darbyshire I, Onana JM & Wild C 2004. The plants of Kupe, 

Mwanenguba and the Bakossi Mountains, Cameroon. A conservation checklist. Kew Publishing, 

Royal Botanic Gardens, Kew, UK. 508 pp. 

Côté S 1993. ‘Plan de zonage du Cameroun forestier méridional’. Québec, Canada, 

Poulin Thériault Inc., 62 p. 

Cowlishaw G, Mendelson S, & Rowcliffe JM 2005. ‘Structure and operation of a bushmeat 

commodity chain in Southwestern Ghana’. Conservation Biology 19:139-149. 

Crookes DJ, Ankudey N, & Milner-Gulland EJ 2005. ‘The value of a longterm bushmeat 

market dataset as an indicator of system dynamics’. Environmental Conservation 

32:333-339. 

Crowe TM & Crowe AA 1982. ‘Patterns of distribution, diversity and endemism in 

Afrotropical birds’. Journal of Zoology 198: 417-442 

Cuny P (in press). ‘Etat des lieux de la foresterie communautaire et communale au 

Cameroun’. Tropenbos International Congo Basin Programme, Yaoundé, Cameroon. 

Davis S.D., Heywood V.H. and Hamilton A.C. 1994. Centres of Plant Diversity. A Guide 

and Strategy for their Conservation. WWF, IUCN. 

Eba’a Atyi, R. (2000). ‘TROPFOMS, a decision support model for sustainable management 

of South-Cameroon’s rain forests’. Tropenbos-Cameroon Series 2. Tropenbos-Cameroon 

Programme, Kribi, Cameroon. 

Fa JE, Peres CA, & Meeuwig J. (2002). ‘Bushmeat exploitation in tropical forests: an 

intercontinental comparison’. Conservation Biology 16(1):232-7. 

Fa JE, Currie D, & Meeuwig J. (2003). ‘Bushmeat and food security in the Congo Basin: 

linkages between wildlife and people’s future’. Environmental Conservation 30(1):71–78. 

FAO (2007). ‘State of the world’s forests 2007’. Food & Agriculture Organization of the 

United Nations, Rome. 

Fjeldså J & Lovett JC 1997. ‘Geographical patterns of old and young species in African 

forest biota: the significance of specific montane areas as evolutionary centres’. Biodiversity 

and Conservation 6:325-346 

Haffer J 1969. ‘Speciation in Amazonian forest birds’. Science 165: 131-137 

Huston MA 1994. Biological diversity. The coexistence of species on changing landscapes. 

Cambridge University Press, Cambridge. 

Jans L, Poorter L, van Rompaey RSAR & Bongers F 1993. ‘Gaps and forest zones in 

tropical moist forest in Ivory Coast’. Biotropica 25, 258-269 

Jonkers WBJ & van Leersum GJR 2000. ‘Logging in south Cameroon: current methods 

and opportunities for improvement’. International Forestry Review 2, 11-16. 

Kahlheber S, Bostoen K & Neumann K 2009. ‘Early plant cultivation in the Central 

African rain forest: First millennium BC pearl millet from South Cameroon’. Journal of 

African Archaeology 7: 253-272. 

Karsenty A 2010. Large-scale acquisition of rights on forest lands in Africa. Rights and 

Resources Initiative, Washington DC, USA. 

Laburthe-Tolra, P. (1981). ‘Les seigneurs de la forêt. Essai sur le passé historique,

Marc Parren 

l’organisation social et les normes éthiques des anciens Beti du Cameroun’. Série NS Recherche 

48. Publications de la Sorbonne, Université René Descartes-Paris 5e, Paris, France. 

Laurance WF 1999. ‘Reflections on the tropical deforestation crisis’. Biological Conservation 

91:109-117 

Letouzey R 1968. Etude phytogéographique du Cameroun. Ed. P. Lechavelier, Paris 

Letouzey R 1985. ‘Notice de la carte phytogéographique du Cameroun au 1:500 000. 

Institut de la Carte Internationale de la Végétation’. 

Maley J 1991. ‘The African rain forest vegetation and palaeoenvironments during the 

late Quarternary’. Climatic change 19: 79-98 

Martin C 1989. Die Regenwälder Westafrikas. Oekologie, Bedrohung und Schutz. Basel, 

Switzerland, Birkhäuser Verlag, 235 pp. 

Mbida Mindzie C., Doutrelepont H., Vrydaghs L., Swennen R.L., Swennen R.J., Beeckman 

H., de Langhe E. & de Maret P. (2001). ‘First archaeological evidence of banana cultivation 

in central Africa during the third millennium before present’. Vegetation History 

and Archaeobotany 10: 1-6. 

Milner-Gulland EJ, & Clayton L. (2000). ‘The trade in babirusas and wild pigs in North 

Sulawesi, Indonesia’. Ecological Economics 42: 165–183 

Myers N, Mittermeier RA, Mittermeier CG, da Fonseca GAB & Kent J 2000. ‘Biodiversity 

hotspots for conservation priorities’. Nature 403: 853-858 

Ngoma P & Tatah PN 2008. ‘Elaboration of provisions for institutional set-up for the 

management of Nguti Council Forest. Sustainable Management of Natural Resources- 

South-West Province, Buea, Cameroon’. 

Ngomanda A, Neumann K, Schweizer A & Maley J 2009. ‘Seasonality change and the 

third millennium BP rainforest crisis in southern Cameroon (Central Africa)’. Quaternary 

Research 71: 307–318. 

Nounamo L & Yemefack M 2002. ‘Farming systems in the evergreen forest of southern 

Cameroon: shifting cultivation and soil degradation’. Tropenbos-Cameroon Documents 

8. Tropenbos-Cameroon, Kribi 

Olivry JC 1986. ‘Fleuves et rivières du Cameroun’. Collection Monogrpahies Hydrologiques 

d’ORSTOM 9. MESRES-ORSTOM, Paris 

Onana JM & Cheek M 2011. Red data book of the flowering plants of Cameroon. IUCN 

Global Assessments. Kew Publishing, Royal Botanic Gardens, Kew, UK. 578 pp. 

Oslisly, R. (2001). ‘The history of human settlement in the middle Ogooué valley (Gabon)’. 

In: Weber, W., White L.J.T., Vedder, A. & L. Naughton-Treves (eds.), African rain 

forest ecology and conservation. An interdisciplinary perspective. Yale University Press, New 

Haven, U.S.A., pp. 101-118. 

Parren MPE & Bongers F 2001. ‘Does climber cutting reduce felling damage in southern 

Cameroon?’ Forest Ecology and Management 141, 175-188 

Parren MPE & de Graaf NR 1995. ‘The quest for natural forest management in Ghana, 

Côte d’Ivoire, and Liberia’. Tropenbos Series 13. The Tropenbos Foundation, Wageningen, 

The Netherlands 

Putz FE, Blate GM, Redford KH, Fimbel R, & Robinson J. (2001). ‘Tropical Forest Management 

and Conservation of Biodiversity: An Overview’. Conservation Biology 15(1):7- 

20. 

Robinson JG, & Bennet EL. (2004). ‘Having your wildlife and eating it too: an analysis 

of hunting sustainability across tropical ecosystems’. Animal Conservation 7:397–408. 

Robinson JG, & Redford KH. (1991). ‘Sustainable harvest of Neotropical forest mam- 

45

46 


mals’. In: Neotropical wildlife use and conservation. Eds. Robinson JG, Redford KH, pp. 

415–429. University of Chicago Press, Chicago. 

Sayer JA, Harcourt CS and Collins NM 1992. The conservation atlas of tropical forests: 

Africa. Macmillan Publishers Ltd., New York 

Schwartz, D. (1992). ‘Assèchement climatique vers 3000 B.P. et expansion Bantu en Afrique 

cantrale atlantique: quelques réflexions’. Bull. Soc. géol. France 163: 353-361. 

Sosef MSM 1994. ‘Refuge Begonias: taxonomy, phylogeny and historical biogeography 

of Begonia sect. Loasibegionia and sect. Scutobegonia in relation to glacial rain forest 

refuges in Africa’. Studies in Begoniaceae 5. Wageningen Agricultural University Papers, 

Wageningen Agricultural University, Wageniningen, The Netherlands 

Tchouto MGP 2004. Plant diversity in a Central African rain forest. Implications for 

biodiversity conservation in Cameroon. PhD thesis, Department of Plant Sciences, Biosystematics 

Group, Wageningen University, The Netherlands. 

Thomas DW, Kenfack D, Chuyong GB, Moses SN, Losos EC, Condit RS & Songwe N 

2003. ‘Tree species of Southwestern Cameroon. Tree distribution maps, diameter tables, 

and species documentation of the 50-hectare Korup Forest Dynamics Plot’. Center for 

Tropical Forest Science of the Smithsonian Tropical Research Institute, Wagington DC, 

USA, 247 pp. 

Topa G, Karsenty A, Megevand C & Debroux L (2009). The rainforests of Cameroon. 

Experience and evidence from a decade of reform. World Bank, Washington DC, USA, 194 

pp. 

De Wasseige C, Devers D, de Marcken P, Eba’a Atyi & Mayaux P 2009. ‘Les forêts du 

Bassin du Congo. Etat des Forêts 2008’. Office des publications de l’Union européenne, 

Luxembourg. 

White F 1979. ‘The Guineo-Congolian Region and its relation to other phytochoria’. 

Bull. Jard. Bot. Nat. Belg. 49: 11-55 

White L.J.T. & J.F. Oates (1999). ‘New data on the history of the plateau forest of Okomu, 

southern Nigeria: an insight into how human disturbance has shaped the African rain forest’. 

Global Ecology and Biogeography 8 : 355-361. 

White, L.J.T., Oslisly, R., Abernethy, K. & Maley, J. (1996). ‘L’Okoumé (Aucoumea 

klaineana): Expansion et déclin d’un arbre pionnier en Afrique centrale atlantique au 

cours de l’Holocene’. Dynamique à long terme des ecosysèmes forestiers intertropicaux, 

pp. 195–198. Editions de l’ORSTOM, Paris. 

Wilkie DS, & Carpenter JF. (1999). ‘Bushmeat hunting in the Congo Basin: an assessment 

of impacts and options for mitigation’. Biodiversity and Conservation 8(7):927-55. 

Wilkie D, Shaw E, Rotberg F, Morelli G, & Auzel P. (2000). ‘Roads, development, and 

conservation in the Congo basin’. Conservation Biology 14(6):1614-22.

“LA SELVA ZOQUE”. LA GRAN SELVA IGNORADA DE MÉXICO Y SU IMPOR- 

TANCIA EN LA CONSERVACIÓN DE LOS MAMÍFEROS 

Resumen 

IVÁN LIRA, CARLOS GALINDO & MIGUEL BRIONES 

La Selva Zoque en el sureste de México contiene una de las coberturas forestales más grandes 

y mejor conservadas de Mesoamérica. Con poco más de un millón de hectáreas, su territorio 

abarca municipios en los estados de Veracruz, Oaxaca y Chiapas, México. No obstante, 

debido a la complejidad de la tenencia de la tierra, problemas agrarios y colonización, las 

propuestas que han sugerido el establecimiento de grandes Reservas de la Biósfera en esta 

región han fracasado, siendo a su vez ignorada por la Legislación Mexicana. El presente 

capitulo documenta una lista actualizada de los mamíferos de la Selva Zoque; población de 

vertebrados más afectadas, analizando el estado de riesgo que presentan algunas especies 

de acuerdo a las leyes Mexicanas e internacionales, y evaluando el uso que las comunidades 

indígenas les dan. 


L a Selva Zoque, que incluye la Sierra Atravesada en Oaxaca hasta la Sierra Madre de 

Chiapas, es considerada la segunda mayor extensión de selvas y bosques bien conservados 

al norte de Mesoamérica. Localizada en el Istmo de Tehuantepec, al oriente de 

Oaxaca, en los Municipios de Santa María y San Miguel Chimalapa, así como en las comunidades 

de la región de Nizanda; Santiago Laollaga, Ciudad Ixtepec, Chivela, La Ventosa, 

Lázaro Cárdenas, La Venta, y Santo Domingo Ingenio, abarca áreas también en los estados 

de Veracruz (Uxpanapa) y Chiapas (Reserva de la Biosfera Selva El Ocote) (Caballero 

2000, Aparicio 2001).Esta región, ha sido considerada como un refugio pleistocénico, ya 

que no sufrió cambios dramáticos durante la época de enfriamiento de la tierra hace miles 

de años. Debido a esto, se considera que tiene un elevado índice de endemismos, y es 

considerada como un centro de diversidad de plantas (Wendt 1989, Gobierno del Estado 

de Oaxaca 1990, Pérez – García et al. 2010). No obstante, no se encuentra protegida por la 

Legislación Mexicana (Chimalapas y Uxpanapa). 

Actualmente los procesos de deforestación, conflictos agrarios, ganadería extensiva, 

cacería de subsistencia, tráfico ilegal de fauna, incendios, así como el narcotráfico que 

ocurren en la Selva Zoque, están dividiendo bosques y selvas en fragmentos aislados y 

deteriorados. Esta pérdida de hábitat y deterioro disminuye fuertemente su capacidad de 

mantener la diversidad genética de la flora y fauna silvestre, empobreciendo a su vez a los 

pobladores de esta región (Gobierno del Estado de Oaxaca 1990, Cid 2001). 

La información sobre flora y fauna es escasa; sin embargo, se presume que la riqueza 

natural de la Selva Zoque es una de las más importantes de Mexico. Con respecto a los 

mamíferos, existe información únicamente de los mamíferos asociados al Sistema Lagunar 

del Istmo de Tehuantec (López et al. 2009), uso de vertebrados terrestres por Huaves 

y Zapotecas (Vargas 2001); distribución y densidad de tres especies de zorrillos: Mephitis

48 


tis macroura, Conepatus leuconotus y Spilogale gracilis (Lorenzo et al. 2005); el uso de hábitat 

y la densidad poblacional de la liebre del Istmo (Lepus flavigularis) (Farías et al. 2006 

y Sántiz 2006), y el nuevo registro de Conepatus semiestriatus para los Chimalapas (Lira y 

Sánchez–Cordero 2006). 

Por lo anterior, los objetivos son: 1) reunir una lista de los mamíferos de la Selva Zoque; 

2) documentar su estado de riesgo en categorías nacionales e internacionales y 3) evaluar 

el uso de las especies cazadas para consumo local. 

Área de Estudio. Localizada en los municipios, congregaciones y ejidos: a) Oaxaca: Cabecera 

Municipal de Santa María Chimalapa y San Miguel Chimalapa, Congregación de la 

Fortaleza y San Francisco La Paz, Ejidos La Esmeralda, y El Porvenir, Región de Nizanda, 

abarcando los Municipios La Venta, La Ventosa, Santiago Laollaga, Santo Domingo Ingenio; 

b) Veracruz: Uxpanapa, Ejido de Tamayo y Poblados 12, 13, 14 y 15; c) Chiapas: 

Reserva de la Biosfera Selva El Ocote y Rancho Los Ocotones, Cintalapa de Figueroa; 

coordenadas 16º 00´32´´ a 17º 32´00´´ N y 93º 21´40´´ a 94º 53´53´´ W. (Fig. 1). El clima 

predominante es cálido húmedo con lluvias en verano; Am(f) y (A)C(w2) (García 1973). 

La precipitación y temperatura varían de 1 000 a 1 800 mm y de 18 a 22° C respectivamente 

(Arriaga et al. 2000). 

La Selva Zoque cuenta con diferentes tipos de vegetación: Bosque tropical perennifolio, 

subperennifolio y caducifolio, bosque mesófilo de montaña, bosques de coníferas y sabanas 

(Rzedowski 1991). De la superficie total, el 78.3% corresponde a vegetación bien conservada. 

De ésta, el bosque tropical perennifolio cubre aproximadamente el 48%, seguida 

del bosque tropical subperennifolia 14.4% y bosque mesófilo de montaña 13.5% (Salas et 

al. 2001). 

Fig. 1. Delimitación del Área de Estudio. 

Material y Métodos. Se realizaron 42 viajes de campo con duración entre seis a quince 

días, durante el periodo de agosto del 2003 a agosto del 2010. Se registraron las especies de 

mamíferos a través de métodos directos e indirectos, para conocer la riqueza especifica. 

Los métodos directos incluyen registros visuales, auditivos, capturas físicas, capturas mediante 

trampas Sherman, Tomahawk y redes de niebla, fotografías, restos óseos y registros


de caza; los indirectos incluyen huellas y excretas. La identificación de las especies se hizo 

con guías estándares (Hall 1981, Medellín et al. 1997, Reid 1997, Aranda 2000). Se consultaron 

bases de datos y publicaciones con ejemplares registrados de los estados de Oaxaca, 

Veracruz, Chiapas y de la región en particular (Goodwin 1969, Hall 1981, López-W 2003, 

Arita y Rodríguez 2004, Briones–Salas y Sánchez–Cordero 2004, Ceballos y Oliva 2005, 

López et al. 2009, UICN 2010). 

Para conocer el estado de conservación de las especies se revisaron tres fuentes, a nivel 

nacional la lista de especies en riesgo (NOM-ECOL 059-2010; SEMARNAT 2010). A nivel 

internacional la Lista Roja de la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza 

(UICN) y la Convención Internacional de Tráfico de Especies de Flora y Fauna Silvestres 

(CITES). 

Para conocer el uso de los mamíferos, se aplicaron 50 cuestionarios a los cazadores 

de: Cabecera Municipal de Santa María (5), Congregación de la Fortaleza (20), San Francisco 

La Paz (9), Ejido La Esmeralda (5) y en la Cabecera Municipal de San Miguel Chimalapa 

(11). En los cuestionarios se incluyó el número de animales cazados o capturados, 

partes aprovechadas, sitios de captura y métodos de caza. 

También se llevó el registro de los animales consumidos por diez familias de la congregación 

de la Fortaleza, Municipio de Santa María, Chimalapa, Oaxaca, con la finalidad 

de obtener la biomasa extraída (Robinson y Redford 1991, Naranjo et al. 2004). 

2. Resultados 

Riqueza de especies: La riqueza de mamíferos de la Selva Zoque está integrada por 149 

especies, pertenecientes a 99 géneros, 30 familias y diez órdenes. Los órdenes mejor representados 

son los murciélagos (79), los roedores (29) y los carnívoros (20) con un 86% del 

total de las especies (Anexo 1). 

Considerando que el total de especies de mamíferos para México es de 535 (Ceballos 

et al. 2002, CONABIO 2009), la Selva Zoque cuenta con el 27.85% del total nacional, y 

representan el 76, 78 y 73% con respecto a los estados de Oaxaca, Veracruz y Chiapas, 

mismos que cuentan con 196, 191 y 204 especies (Retana y Lorenzo 2002, Briones–Salas y 

Sánchez–Cordero 2004, González et al. 2006). 

En la Selva Zoque se encuentran mamíferos con distribución amplia hacia Sudamérica, 

y otras con distribución en Centroamérica o Norteamérica. Del total de los mamíferos, 71 

especies (47.6%) son compartidas con Sudamérica; 27 especies (18.1%) son endémicas de 

Mesoamérica; y 26 (17.4%) son compartidas con Norteamérica y Sudamérica. Finalmente, 

Tlacuatzin canescens, Glossophaga morenoi, Rhogeessa gracilis, Spilogale pygmaea, Dasyprocta 

mexicana, Oryzomys chapmani, Peromyscus melanophrys, Sigmodon mascotensis y 

Orthogeomys cuniculus son endémicas de México. De acuerdo a listas de mamíferos de 

otras regiones en el sureste de México, la Selva Zoque es la región con mayor riqueza de 

especies en el área (Cuadro 1). 

Estado de conservación: La Norma 059 considera a las especies en cuatro categorías de 

riesgo, Extinta (0), En Peligro (11), Amenazada (15) y Protección Especial (9). La UICN 

contempla varias categorías: Críticamente amenazada (1), Casi Amenazada (3), Amenazada 

(1), y Vulnerable (2). CITES incluye a las especies en tres apéndices de acuerdo a su 

estado: I (6), II (2) y III (9) (Anexo 1). 

Uso: En la región de la Selva Zoque, de las 50 entrevistas realizadas en las comunidades 

circunvecinas, 41 de los entrevistados fueron hombres y nueve mujeres. El 74% tenían un 

49

50 


promedio entre 30 y 50 años, dedicándose 27% a la agricultura, 37% a la ganadería y 28% 

a la caza y pesca. Del total de los entrevistados, 41.81% cazaron en los acahuales y 36.36% 

en el río o lagunas, utilizando escopetas calibre 16, 20 y 22. Los pobladores realizan recorridos 

de día con o sin perros, lampareo nocturno y arriadas. La finalidad es la obtención 

de carne y vísceras para consumo local, así como para su comercialización al exterior. 

Región Estado Número de especies Referencia 

Selva Zoque Oaxaca, Chiapas, 

Veracruz 

R.B. Montes Azules 

(Selva Lacandona) 

149 Este trabajo 

Chiapas 125 March y Aranda, 1992; 

Medellín, 2005 

R.B. El Triunfo Chiapas 112 Espinoza et al., 1998 

R.B. La Sepultura Chiapas 98 Espinoza et al., 2004 

R.B. El Ocote Chiapas 97 Navarrete et al., 1996 

R.B. Calakmul Campeche 94 CONANP-SEMAR- 

NAT, 2000 

R.B. Los Tuxtlas Veracruz 90 Coates–Estrada y 

Estrada, 1986 

R.B. Sian Kaán Quintana Roo 70 Pozo de la Tijera y 

Escobedo, 1999 

P.N. Cañón del Sumidero 

Chiapas 46 Gálvez, 1990 

Cuadro 1. Regiones con mayor número de especies de mamíferos en México. R.B. = Reserva de la 

Biosfera, P.N.= Parque Nacional. 

El total de biomasa extraída durante el año 2010 fue de 493.8 kg. Los ungulados constituyeron 

73% del total de la biomasa cosechada, seguido por los roedores (14.94%), carnívoros 

(7.29%) y los armadillos (3.5%). Las ocho especies con más alta contribución fueron: 

Pecarí de labios blancos (Tayassu pecari) con cuatro hembras y un macho (142.4 kg de 

carne), venado temazate (Mazama americana) con una hembra y cuatro machos (130.5 

kg), pecarí de collar (Pecari tajacu) con dos hembras y tres machos (87.5 kg), tepezcuintle 

(Cuniculus paca) con dos hembras y siete machos (73.8 kg), mapache (Procyon lotor) con 

una hembra y dos machos (24 kg), armadillo nueve bandas (Dasypus novemcintus) con 

una hembra y cuatro machos (17.5 kg), tejón (Nasua narica) con un macho y una hembra 

(12 kg), y un oso hormiguero (Tamandua mexicana) (6 kg). 

3. Discusión 

Logramos documentar que la Selva Zoque contiene la fauna de mamíferos más diversa 

de todo el país (149 especies) (Cuadro 1). Esta elevada riqueza de especies es el resultado 

de la diversidad de ecosistemas, así como de su buen estado de conservación y difícil acceso 

(Salas et al. 2001). 

El grupo de los murciélagos (79 especies) es muy diverso en zonas tropicales. En la 

Selva Zoque además se encuentran especies de hábitos templados en las partes altas de 

las montañas. La mitad de las especies de murciélagos registradas pertenecen a la familia 

Phyllostomidae, con hábitos alimenticios muy diversos, que incluyen frutos, néctar, in-


sectos y ranas. Otros grupos registrados en el área son más especializados en la captura de 

insectos (Vespertilionidae y Molossidae). Por otro lado, se registraron pocos roedores (29 

especies), a diferencia de las regiones áridas o templadas. Esto es común en los bosques 

tropicales, debido a que estas especies se concentra en latitudes intermedias (Ceballos et 

al. 2002, Briones–Salas y Sánchez–Cordero 2004). 

El grupo de los carnívoros presenta una elevada riqueza debido a que en la Selva Zoque 

ocurren especies de afinidad compartida, destacando en número los felinos que son tropicales 

(Panthera onca, Leopardus pardalis, Leopardus wiedii, Puma concolor y Puma yagouaroundi). 

Otros grupos bien representados son los marsupiales (Marmosa mexicana, 

Tlacuatzin canescens, Caluromys derbianus, Chironectes minimus, Didelphis marsupialis, 

Didelphis virginiana) y los primates (Alouatta palliata y Ateles geoffroyi) con afinidades 

también tropicales (Álvarez y de Lachica 1991, Briones–Salas y Sánchez–Cordero 2004). 

Es difícil describir el estado de conservación de las especies de mamíferos de la Selva 

Zoque, ya que no existen estudios previos que evalúen este aspecto, sin embargo, muchas 

de las especies están registradas en las listas nacionales e internacionales de especies en 

riesgo. No obstante, no existe concordancia entre los criterios empleados por Norma 059, 

la lista roja de la UICN o en CITES. De las 40 especies incluidas en alguna de las listas, 

solamente el tapir centroamericano, el jaguar y el pecarí de labios blancos están incluidos 

en las tres listas y catorce especies son compartidas por dos de ellas. 

De forma similar a otros sitios en Centro y Sudamérica (Redford y Robinson 1987, 

Robinson y Redford 1991, Escamilla et al. 2000), los principales usos que se les da a los 

mamíferos silvestres en el área son: 1) carne de monte (siendo los tepezcuintles, pecaríes, 

venados y armadillos los más buscados); 2) mascotas (aves canoras y de ornato, pequeños 

carnívoros, serpientes, lagartos y tortugas); 3) pieles (felinos, nutrias, cocodrilos y 

serpientes); y 4) medicina tradicional (serpientes, zorrillos, coyotes y felinos) (Naranjo y 

Cuarón 2010). 

Así mismo, en las congregaciones, ejidos, cabeceras municipales y mercados regionales 

de la Selva Zoque, la cacería de subsistencia y comercio de la misma está permitida 

extraoficialmente para los campesinos por las autoridades correspondientes, obteniendo 

de esta forma los productos de origen animal y recursos económicos que requieren (Bodmer 

y Robinson 2004, González-Pérez et al. 2004, Naranjo et al. 2004). Por lo que es fundamental 

realizar una evaluación del estado de conservación de las principales especies 

aprovechadas, con la finalidad de estimar tasas de extracción adecuadas para cada una y 

de esta manera asegurar la permanencia del recurso a largo plazo. Dado que es posible 

que una extracción tan grande de biomasa como la ocurrida durante el año 2010 por diez 

familias de la Congregación de la Fortaleza, Municipio de Santa María Chimalapa, Oaxaca 

(493.8 kg, sin considerar las familias de otras congregaciones o ejidos que no quisieron 

participar) puede llegar a afectar a estas poblaciones (Naranjo et al. 2004). 

Durante casi ocho años (2003 a 2010) se ha obtenido información sobre el estado actual 

y distribución de las diferentes especies de la región: 

El tepezcuintle (Cuniculus paca) es una de las especies más buscadas en los Municipios 

de Santa María Chimalapa, Oaxaca y Uxpanapa, Veracruz, donde se cree que es abundante 

por la topografía abrupta y húmeda de la zona. Su carne, piel y vísceras son muy cotizadas 

y consideradas entre las más exquisitas (Álvarez del Toro 1991). Desafortunadamente, los 

métodos de caza empleados no discriminan sexo, edad o estado reproductivo. 

El pecarí de collar (Pecari tajacu); especie común y abundante, es cotizada por el sabor 

de su carne y piel, pero también cazada como forma de control por los daños que ocasiona 

51

52 


en los cultivos y hortalizas (Bodmer & Sowls, 1996, Naranjo et al. 2004). 

Actualmente las poblaciones de pecarí de labios blancos (Tayassu pecari), conocidos 

localmente como “Marín o Marines”, se han ido recuperando de la sobreexplotación y 

erradicación a la que estuvieron sometidas en la Reserva de la Biosfera Selva El Ocote, 

Chiapas, en los años de 1970 y 1980´s (Villa 1951, Álvarez del Toro 1991, Navarrete et 

al. 1996, March 2005, Reyna-Hurtado et al. 2008). Actualmente es frecuente observar piaras 

de más de 100 individuos cruzando poblados o ejidos como en el Poblado 12, La 

Horqueta, Uxpanapa, Veracruz (junio 2009), o en la Congregación de la Fortaleza, Municipio 

de Santa María, Chimalapa, Oaxaca (marzo 2010), alarmando a los pobladores. La 

distribución y localización de esta especie se ha centrado en la parte norte de Santa María 

Chimalapa, Oaxaca y en la Sierra del Espinazo del Diablo, misma que abarca parte de Uxpanapa, 

Veracruz (March 2005, Reyna-Hurtado et al. 2008). 

El venado mazate (Mazama americana) se distribuye ampliamente en la Selva Zoque, 

pero al parecer su mayor abundancia está localizada en las zonas húmedas de los municipios 

de Santa María y los bosques mesófilos de montaña de San Miguel, Chimalapa, 

Oaxaca y en la Sierra del Espinazo del Diablo. La carne de los mazates; nombre regional, es 

también muy apreciada para la elaboración de platos típicos. Su piel es curtida y utilizada 

como adorno local (Galina 2005). En general, donde abunda el mazate no hay presencia 

de venado cola blanca (Odocoileus virginianus) mismo que se le ha observado con más 

frecuencia en los bosques tropicales caducifolios y áreas fragmentadas del Municipio de 

San Miguel, Chimalapa, la región de Nizanda y en los bosques de coníferas del Ocote y el 

rancho Los Ocotones en el Municipio de Cintalapa de Figueroa en el Estado de Chiapas. 

No obstante que en la región se localiza una de las mayores poblaciones del tapir (Tapirus 

bairdii) a nivel de Mesoamérica, su distribución esta restringida a los bosques mesófilos 

de montaña del Municipio de San Miguel, zonas húmedas de Santa María Chimalapa, 

Oaxaca y Sierra del Espinazo del Diablo (Lira et al. 2006). Sin embargo, similar a lo que 

pasa en otras localidades en todo su rango de distribución, estas poblaciones podrían estar 

en peligro de desaparecer si la caza indiscriminada continua. Tan solo en los últimos 

ocho años, doce tapires han sido cazados en diferentes puntos de la región, ya sea para la 

obtención de carne, o por diversión e ignorancia. Asociado a esta situación, la especie ha 

sido erradicada de Uxpanapa, Veracruz y cada vez es más raro observarla en la Reserva de 

la Biosfera Selva El Ocote, Chiapas. 

Entre las especies que son cazadas por los daños que ocasionan a los agricultores están 

el armadillo (Dasypus novemcinctus), tejón (Nasua narica), conejos (Syvilagus brasiliensis 

y Sylvilagus floridanus), mapache (Procyon lotor) y guaqueque (Dasyprocta mexicana). 

Aun así, es común obsérvalos y no parecen tener problemas de conservación (Naranjo y 

Cuarón, 2010). 

De forma similar, los carnívoros silvestres suelen causar inconvenientes depredando 

animales domésticos (equinos y bovinos), como consecuencia de la disminución en las 

poblaciones de sus presas naturales. En aquellas situaciones donde se ven involucrados el 

jaguar (Panthera onca) y el puma (Puma concolor), el riesgo y perjuicios económicos son 

mayores respecto a los daños causados por otros carnívoros. Ante la falta de alternativas 

para proteger su ganado, a menudo los ganaderos se ven forzados a cazar a estos depredadores. 

Por lo que es fundamental establecer un programa de monitoreo y evaluación de 

sus poblaciones para conocer su estado de conservación, así como modificar las prácticas 

ganaderas extensivas a estabuladas para evitar los conflictos estos felinos (Lira y Ramos – 

Fernández 2007).


La nutria de río (Lontra longicaudis) no es una especie apreciada por su carne, ni piel, 

sin embargo se caza para controlar la supuesta competencia por peces y crustáceos en ríos 

y lagunas. Aun así, es común observarla en las partes mejor conservadas de las cuencas de 

los ríos Uxpanapa, Oaxaca, El Corte, El Frío, El Negro y La Venta en Oaxaca. 

Los únicos primates del área; el mono araña (Ateles geoffroyi) y el mono aullador (Alouatta 

palliata), aun son comunes, independientemente de que son comercializados 

porque la gente local que cree que tienen propiedades medicinales. En la Sierra del Tolistoque, 

ubicada en la región de Nizanda, Oaxaca, se localiza el registro más norteño, en la 

vertiente del Pacífico, del mono araña. Es prioritario implementar un proyecto de conservación 

que investigue el estado de conservación de estas poblaciones y el efecto de la 

cacería sobre ellas (Pérez – García et al. 2010). 

Finalmente, los efectos del cambio climático son cada día más evidentes en diversos 

aspectos relacionados con la distribución de las especies, lo que sugiere que su permanencia 

puede estar en riesgo. Especies como los roedores y las musarañas, habitantes de los 

bosques de coníferas y bosques mesófilos de montaña de la Selva Zoque, y que tienen una 

limitada capacidad de dispersión, podrían tener un riesgo adicional por la perdida y fragmentación 

de su hábitat, dado que éstas no responden al cambio climático desplazándose 

a zonas más favorables, enfrentando con esto una pérdida de su área de distribución. Por 

lo que la conservación y permanencia de esta región no sólo permitirá la permanencia de 

estas especies, sino que evitara afectar el mantenimiento de la fertilidad de los suelos, el 

transporte de nutrientes, el control biológico de plagas, la formación de suelo, el control 

de la erosión y la polinización, en las cuales casi todos los mamíferos participan directa o 

indirectamente y que afectaría notoriamente el balance ecológico de la región y el planeta 

(García 2010). 

La investigación en la Selva Zoque sobre fauna silvestre y en particular sobre los 

mamíferos, debe abordar el conocimiento de la riqueza, abundancia, estado de conservación 

y endemismo a un nivel regional. Esta región contiene una riqueza biológica admirable, 

pero también es necesario conocer más a fondo la sustentabilidad de la cacería 

local y su impacto a largo plazo. Por lo que las estrategias de acción a recomendar para 

la conservación de los mamíferos en esta área son: 1) Evaluación de la distribución, utilización 

de hábitat y estado poblacional de las especies más aprovechadas y el impacto de 

la cacería sobre ellas; 2) Diseño e implementación de programas de educación ambiental; 

3) Establecimiento de Unidades de Manejo y Aprovechamiento de la Vida Silvestre 

(UMA´s) intensivas, con planes de aprovechamiento, manejo y monitoreo de las especies 

más aprovechadas, en particular de los venados cola blanca (Odocoileus virginianus), 

mazate (Mazama americana) y el jabalí de collar (Pecari tajacu), cuyos costo / beneficio, 

comparados con el tepezcuintle (Cuniculus paca) no son tan altos; 3) Implementación de 

sistemas agrosilvopastoriles y agroforestales, con menor impacto a la biodiversidad de la 

región y coadyuvando a reducir el cambio climático, 4) Implementación de programas de 

ecoturismo a nivel regional enfocados a la observación de primates, psitácidos, rapaces, 

grandes ungulados y cocodrilianos, y 5) Establecimiento de corredores biológicos (Los 

Chimalapas – Uxpanapa - El Ocote) para mantener la viabilidad de poblaciones con requerimientos 

altos de espacio y otros procesos ecológicos. 

Agradecimientos 

Esta investigación no hubiera sido posible sin el apoyo constante de la gente de Chi- 

53

54 


malapas, Oaxaca y Uxpanapa, Veracruz. Agradecemos el acceso a las Colecciones: Nacional 

del Instituto de Biología y Museo de Zoología “Alfonso L. Herrera” de la UNAM, 

Colegio de la Frontera Sur, Chiapas, Field Museum of Natural History, Chicago, Kansas 

University, Colección Mastozoológica del CIIDIR, Oaxaca, del Instituto Politécnico Nacional 

(IPN), Texas Comparative Wildlife Collection, Department of Wildlife Science, 

Texas A&M. Finalmente, agradecemos al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología 

(CONACYT), por la beca otorgada para realizar estudios de Posgrado (registro 239333), 

y a la UICN/SSC Tapir Specialist Group, Idea Wild (Biodiversity Organization), Fondo 

Mundial para la Naturaleza (WWF - México), Agencia de Desarrollo Internacional de Estados 

Unidos (USAID) y el Parque Zoológico de León, Guanajuato, por el apoyo logístico 

brindado, equipo de campo donado y financiamiento otorgado. 

BIBLIOGRAFÍA 

Álvarez, T., y F. de LaChica (1991): Zoogeografía de los vertebrados de México. SITESA 

/IPN. México. 

Álvarez del Toro, M. (1991): Los mamíferos de Chiapas. Gobierno del Estado de Chiapas, 

México. 

Aparicio, R. (2001): Chimalapas. La Última Oportunidad. WWF, SEMARNAP. México. 

Aranda, M. (2000): Huellas y otros rastros de los mamíferos grandes y medianos de México. 

Instituto de Ecología A.C., Xalapa, México. 

Arriaga, L., et al. (2000): Regiones terrestres prioritarias de México. Comisión Nacional 

para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad, México. 

Arita, H.T., y G. Rodríguez (2004): Patrones Geográficos de Diversidad de los Mamíferos 

Terrestres de América del Norte. Instituto de Ecología, UNAM. Bases de Datos SNIB- 

CONABIO proyecto QO68. México, D.F. 

Briones- Salas, M., y V. Sánchez- Cordero (2004): Mamíferos. (ed.): Biodiversidad de 

Oaxaca. Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México, Fondo Oaxaqueño 

para la Conservación de la Naturaleza, World Wildlife Fund. México. 

Bodmer, R. E. y K. L. Sowls (1996): El pecarí de collar. (ed.): Plan de Acción y Evaluación 

de la Condición actual de los Pecaríes. IUCN, Gland, Suiza. 

Bodmer, R.E., y J.G. Robinson (2004): Evaluating the Sustainability of Hunting in the 

Neotropics. (eds): People in Nature: Wildlife Conservation in South and Central America. 

Columbia University Press / Nueva York, EUA. 

Caballero, J.(2000): Serie de Estudios de Casos del Proyecto de Desarrollo de la Biodiversidad 

5. México – Proyecto Reserva Ecológica Campesino, de Los Chimalapas. European 

Comisión, Deparment for International Development, The Word Conservation 

Union (IUCN). 

Ceballos, G., y G. Oliva (2005): Los Mamíferos de México. Fondo de Cultura Económica. 

CONABIO. 

Ceballos, G., J. Arroyo–Cabrales, y R. A. Medellín (2002): Mamíferos de México. (ed.): 

Diversidad y Conservación de los Mamíferos Neotropicales. CONABIO–UNAM. México, 

D.F. 

Cid, I. A. (2001): El Aprovechamiento de la Fauna Silvestre. (eds): Chimalapas. La Última 

Oportunidad. WWF, SEMARNAP.


CITES 2010. (2010): Convención sobre el Comercio Internacional de Especies Amenazadas 

de Fauna y Flora Silvestres www.cites.org/esp/resources/pub/checklist08/index. 

html. 

Coates – Estrada, R., y A. Estrada (1986): Manual de Identificación de Campo de los 

Mamíferos de la Estación de Biología de “Los Tuxtlas”. Instituto de Biología. Universidad 

Nacional Autónoma de México. 

CONABIO (2009): El Capital Natural de México. Vol. I. Conocimiento actual de la biodiversidad. 

Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad. México, 

D.F. 

Ceballos, G., y G. Oliva (2005): Los Mamíferos de México. Fondo de Cultura Económica. 

CONABIO. 

Ceballos, G., J. Arroyo–Cabrales, y R. A. Medellín (2002): Mamíferos de México. (ed.): 

Diversidad y Conservación de los Mamíferos Neotropicales. CONABIO–UNAM. México, 

D.F. 

Cid, I. A. (2001): El Aprovechamiento de la Fauna Silvestre. (eds): Chimalapas. La Última 

Oportunidad. WWF, SEMARNAP. 

CITES 2010. (2010): Convención sobre el Comercio Internacional de Especies Amenazadas 

de Fauna y Flora Silvestres www.cites.org/esp/resources/pub/checklist08/index. 

html. 

Coates – Estrada, R., y A. Estrada (1986): Manual de Identificación de Campo de los 

Mamíferos de la Estación de Biología de “Los Tuxtlas”. Instituto de Biología. Universidad 


CONABIO (2009): El Capital Natural de México. Vol. I. Conocimiento actual de la biodiversidad. 

Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad. México, 

D.F. 

CONANP / SEMARNAT (2000): ‘Programa de Manejo de la Reserva de La Biosfera 

Calakmul’, México. CONANP - SEMARNAT. México D.F. 

Escamilla, A. et al. (2000): ‘Habitat mosaic, wildlife availability and subsistence hunting 

in the tropical forest of Calakmul’, Mexico. Conservation Biology 14:1592-1601. 

Espinoza, M. E., et al. (2004): ‘Mamíferos de La Sepultura’, Chiapas, México. Rev. Biol. 

Trop. / Int. J. Trop. Biol. 52 (1): 249 – 259. 

Espinoza, M., E.A. Anzures y E. Cruz (1998): ‘Los Mamíferos de El Triunfo’. Rev. Mex. 

Mastozoo. 3: 79-94. 

Farias, V. et al. (2006): ‘Home range and social behavior of the endangered Tehuantepec 

jackrabbit (Lepus flavigularis) in Oaxaca, México’. Journal of Mammalogy. 87:748-756. 

Gálvez, J. (1990): ‘Mastofauna del Parque Nacional “Cañón del Sumidero” Chiapas, 

México’. Tesis de licenciatura, Instituto de Ciencias y Artes de Chipas, Tuxtla Gutiérrez, 

Chiapas. 

Galina, S. (2005): Temazate (Mazama americana). (ed.): Los Mamíferos de México. 

FCE, CONABIO. 

García, E. (1973): Modificaciones al sistema de clasificación climática de Köppen. Instituto 

de Geografía, U.N.A.M. México. 

Gárcia, M. Y. (2010). ‘Efecto del cambio climático en la distribución potencial del Orden 

Soricomorpha en el estado de Oaxaca’. Tesis de Maestría. Centro Interdisciplinario de 

Investigación para el Desarrollo Integral Regional Unidad Oaxaca, Instituto Politécnico 

Nacional. México. 

Gobierno del Estado de Oaxaca (1990): Tequio por Chimalapas. Comité Estatal de Pla- 

55

56 


neación para el Desarrollo de Oaxaca, Subcomité Especial del COPLADE para la Microrregion 

de los Chimalapas, Vocalia Ejecutiva de los Chimalapas. 

Gonzáles, C., González, R. y Rodríguez, C. (2006): ‘Primer registro de Taxidea taxus 

Berlandieri Baird, 1858 (Mammalia: Carnivora: Mustelidae) para el Estado de Veracruz, 

México’. Acta Zool. Mex. (n.s.) 22 (3): 153-156. 

González-Pérez, G., M. Briones–Salas y A.M. Alfaro (2004): Integración del conocimiento 

faunístico del estado. (ed.). Biodiversidad de Oaxaca. Instituto de Biología, 

UNAM; Fondo Oaxaqueño para la Conservación de la Naturaleza; World Wildlife Fund, 

México. 

Goodwin, G. (1969): ‘Mammals from the state of Oaxaca, México’, in the American 

Museum of Natural History. Bulletin of the American Museum of Natural History. New 

York. Vol. 141: 1 

Hall, E. R. (1981): The Mammals of North America. Vols. I, II. John Wiley y Sons. New 

York, EUA. 

Goodwin, G. (1969): ‘Mammals from the state of Oaxaca, México’, in the American 

Museum of Natural History. Bulletin of the American Museum of Natural History. New 

York. Vol. 141: 1 

Hall, E. R. (1981): The Mammals of North America. Vols. I, II. John Wiley y Sons. New 

York, EUA. 

IUCN 2010 (2010): IUCN Red List of Threatened Species. www.iucnredlist.org. 

Lira, I., y V. Sánchez – Cordero (2006): ‘Nuevo Registro de Conepatus Semistriatus 

Boddaert 1784 (Carnívora: Mustelidae) en Oaxaca, México’. Acta Zool. Mex. (n.s.) 22 (1): 

119-121. 

Lira, T. I., et al. (2006): ‘Status and Conservation of Baird´s Tapir in Oaxaca, México. 

Tapir Conservation’. Newsletter of the IUCN/SSC Tapir Specialist Group. Vol. 15/1 (19): 

21 - 28. 

Lira, T.I., y Ramos – Fernández, G. (2007): El Estado del Jaguar en los Chimalapas, Oaxaca. 

(ed.). Conservación y Manejo del Jaguar en México: Estudios de Caso y Perspectivas. 

Conabio – Alianza WWF / Telcel – Universidad Nacional Autónoma de México, México 

D.F. 

López-W. R. (2003): ‘Base de datos de los mamíferos de México depositados en colecciones 

de Estados Unidos y Canadá’. Universidad Autónoma Metropolitana-Iztapalapa. 

López, J.A., et al. (2009). ‘Mamíferos terrestres de la zona lagunar del istmo de Tehuantepec, 

Oaxaca, México’. Revista Mexicana de Biodiversidad. 80:491-505. 

Lorenzo, C. et al. (2005): Distribución de Zorrillos en el Istmo de Tehuantepec, Oaxaca, 

México. (ed.). Contribuciones mastozoológicas en homenaje a Bernardo Villa. Instituto de 

Biología, UNAM / Instituto de Ecología, UNAM/Comisión para el Conocimiento y Uso 

de la Biodiversidad, México, D.F. 

March, I. (2005): Tayassu pecari (Link, 1795). (ed.). Los Mamíferos de México. FCE, 

CONABIO. 

March, I., y M. Aranda (1992): Mamíferos de la Selva Lacandona. (ed.). Reserva de la 

Biosfera Montes Azules, Selva Lacandona: Investigación para su Conservación. Publicaciones 

Especiales Ecosfera. 

Medellín, R. (2005): Metachirus nudicaudatus (Desmarest, 1817). (ed.) Los Mamíferos 

de México. FCE, CONABIO. 

Medellín, R. A., H. T. Arita y O. Sánchez T. (1997): Identificación de los murciélagos 

de México: Clave de campo. Publicaciones Especiales, Asociación Mexicana de Mastozo-


ología, A.C. 

Naranjo, E.J. et al. (2004): Hunting sustainability of ungulate populations in the Lacandon 

Forest, Mexico. (ed.). People in nature: wildlife conservation in South and Central 

America. Columbia University Press, New York, USA. 

Naranjo E.J. y A. Cuarón (2010): Usos de la Fauna Silvestre. (ed.). Diversidad, amenazas 

y áreas prioritarias para la conservación de las selvas del Pacífico de México. FCE, CONA- 

BIO, CONANP, Alianza WWF – TELCEL, ECOCIENCIA S.C., TELMEX. México D.F. 

Navarrete, D.A., et al. (1996): Mamíferos de la Selva El Ocote, Chiapas. (ed.).Conservación 

y Desarrollo Sustentable en la Selva El Ocote, Chiapas. El Colegio de la Frontera Sur en 

colaboración del Centro de Estudios para la Conservación de los Recursos Naturales, A.C. 

Pérez – García, E., J. Meave, y S. Salas (2010): Nizanda, Oaxaca. (ed.). Diversidad, amenazas 

y áreas prioritarias para la conservación de las selvas del Pacífico de México. FCE, 

CONABIO, CONANP, Alianza WWF – TELCEL, ECOCIENCIA S.C., TELMEX. México 

D.F. 

Pozo de la Tijera, C., y J.E. Escobedo Cabrera (1999): ‘Mamíferos terrestres de la 

Reserva de la Biosfera de Sian Ka’an’. Rev. Bio. Trop. 47:251-262. 

Reid, A. F. (1997): A Field guide to the mammals of central and southeast Mexico. Oxford 

University Press, Nueva York. 

Retana, O. y C. Lorenzo (2002). ‘Lista de los mamíferos terrestres de Chiapas: Endemismo 

y Estado de Conservación’. Acta Zool. Mex. (n.s.) 85: 25 - 49. 

Redford, K.H., and J.G. Robinson (1987): ‘The game of choice: patterns of Indian and 

colonist hunting in the Neotropics’. American Anthropologist. 89: 650-667. 

Reyna-Hurtado, R. et al. (2008): Tayassu pecari. (ed.): IUCN 2010. IUCN Red List of 

Threatened Species. Version 2010.4. . 

Rzedowsky, J. (1991): Vegetación de México. Limusa. México. 

Robinson, J.G., and K.H. Redford (1991): Sustainable harvest of neotropical forest animals. 

(ed.): Neotropical wildlife use and conservation. University of Chicago. 

Salas, M., Schibli, L., y Torres, B. E. (2001): La importancia ecológica y biológica. (eds): 

Chimalapas. La Última Oportunidad. WWF, SEMARNAP. México. 

Sántiz, L. E. (2006): ‘Selección de hábitat y densidad de la liebre del istmo de Lepus 

flavigularis (Wagner, 1844) en Oaxaca, México’. Tesis de maestría. Instituto de Ecología, 

Xalapa, Veracruz. 

Secretaría de Medio Ambiente, Recursos Naturales y Pesca (SEMARNAP). (2010): 

‘Norma Oficial Mexicana NOM-059-ECOL-2010. Protección ambiental, especies de flora 

y fauna silvestres de México, categorías de riesgo y especificaciones para su inclusión, exclusión 

o cambio, y lista de especies en riesgo’. Diario Oficial de la Federación, Jueves 30 

de diciembre de 2010, 1:1-77. 

Vargas, Z. (2001): ‘Valoración de los vertebrados terrestres por los huaves y zapotecas 

de la zona lagunar del istmo de Tehuantepec, Oaxaca’. Tesis de maestría. El Colegio de la 

Frontera Sur, San Cristóbal de las Casas, Chiapas. 

Pozo de la Tijera, C., y J. E. Escobedo Cabrera (1999): ‘Mamíferos terrestres de la Reserva 

de la Biosfera de Sian Ka’an’. Rev. Bio. Trop. 47:251-262. 

Reid, A. F. (1997): A Field guide to the mammals of central and southeast Mexico. Oxford 

University Press, Nueva York. 

Retana, O. y C. Lorenzo (2002). ‘Lista de los mamíferos terrestres de Chiapas: Endemismo 

y Estado de Conservación’. Acta Zool. Mex. (n.s.) 85: 25 - 49. 

Redford, K.H., and J.G. Robinson (1987): ‘The game of choice: patterns of Indian and 

57

58 


colonist hunting in the Neotropics’. American Anthropologist. 89: 650-667. 

Reyna-Hurtado, R. et al. (2008): Tayassu pecari. (ed.): IUCN 2010. IUCN Red List of 

Threatened Species. Version 2010.4. . 

Rzedowsky, J. (1991): Vegetación de México. Limusa. México. 

Robinson, J.G., and K.H. Redford (1991): Sustainable harvest of neotropical forest animals. 

(ed.): Neotropical wildlife use and conservation. University of Chicago. 

Salas, M., Schibli, L., y Torres, B. E. (2001): La importancia ecológica y biológica. (eds): 

Chimalapas. La Última Oportunidad. WWF, SEMARNAP. México. 

Sántiz, L. E. (2006): ‘Selección de hábitat y densidad de la liebre del istmo de Lepus 

flavigularis (Wagner, 1844) en Oaxaca, México’. Tesis de maestría. Instituto de Ecología, 

Xalapa, Veracruz. 

Secretaría de Medio Ambiente, Recursos Naturales y Pesca (SEMARNAP). (2010): 

‘Norma Oficial Mexicana NOM-059-ECOL-2010. Protección ambiental, especies de flora 

y fauna silvestres de México, categorías de riesgo y especificaciones para su inclusión, exclusión 

o cambio, y lista de especies en riesgo’. Diario Oficial de la Federación, Jueves 30 

de diciembre de 2010, 1:1-77. 

Vargas, Z. (2001): ‘Valoración de los vertebrados terrestres por los huaves y zapotecas 

de la zona lagunar del istmo de Tehuantepec, Oaxaca’. Tesis de maestría. El Colegio de la 

Frontera Sur, San Cristóbal de las Casas, Chiapas. 

Villa, B. (1951): Jabalíes y Berrendos. Departamento de Caza. Secretaria de Agricultura 

y Ganaderia. Dirección General Forestal y de Caza. México, D.F. 

Wendt, T. (1989): ‘Las Selvas de Uxpanapa, Veracruz – Oaxaca, México: Evidencia de 

Refugios Florísticos Cenozoicos’. Anales del Instituto de Biología. Serie Botánica. 58:29– 

54. 

ANEXO1. LISTADO ACTUAL DE LOS MAMÍFEROS DE LA SELVA ZOQUE, MÉXICO 

Los órdenes se mencionan en la secuencia filogenética propuesta por Wilson y Reeder (1993), 

con una actualización sistemática y taxonómica propuesta por Ceballos, Arroyo - Cabrales y 

Medellín (Ceballos y Oliva, 2005) y Ramírez-Pulido et al. (2005). Las familias, géneros y especies 

se listan en orden alfabético. Las abreviaturas en las columnas representan: INS: insularidad 

(A= Acuático; I = Estrictamente Insular; C= Continental; IC Insular y Continental). DIST: Distribución. 

1) Especies mexicanas compartidas con otros países norteamericanos (NA); 2) Especies 

mexicanas compartidas con otros países de Sudamérica (SA); 3) Especies con áreas de distribución 

amplias que incluyen tanto Norte como Sudamérica (ES); 4) Especies que son endémicas 

a América Central, es decir, a México y Centroamérica (MA); y 5) Especies endémicas mexicanas 

(MX). Nom: Conservación según NOM-059-ECOL-2010 (E = Extinta en Medio Silvestre; P = 

Peligro de Extinción; A = Amenazada; PR = Sujeta a Protección Especial) UICN: Categoría según 

UICN 2010 (EX = Extinta; EW = Extinta en Estado Silvestre; CR = Críticamente en Peligro; EN = 

En Peligro; VU = Vulnerable; NT= Cercanamente Amenazado; LR / cd = En Menor Riesgo; DD = 

Datos Deficientes; NE = No Evaluada; LC = Poco Concerniente). 

CITES: Apéndice según CITES 2010 (I = podrían ser extinguidas por el tráfico; II = podrían 

extinguirse si no se controla el tráfico; III = reguladas por algún socio del tratado). Las fuentes de 

información son las siguientes:

N° ACRÓNIMO NOMBRE 


1 ECO-SC-M. Colección Mastozoológica de El Colegio de la Frontera Sur. San 

Cristóbal de las Casas. Chiapas. 

2 CNMA Colección Mastozoológica del Instituto de Biología de la Universidad 


3 OAXMA Colección Mastozoológica del CIIDIR – Oaxaca. 

4 MZFC Museo de Zoología “Alfonso L. Herrera” de la Facultad de Ciencias 

de la Universidad Nacional Autónoma de México. 

5 FMNH Field Museum of Natural History, Chicago. 

6 KU Kansas University, Museum of Zoology. 

7 Texas A&M Texas Comparative Wildlife Collection. Departament of Wildlife 

Science, Texas A&M. 

8 CONABIO Arita, H, T. & G. Rodríguez. 2004. Patrones Geográficos de Diversidad 

de los Mamíferos Terrestres de América del Norte. Instituto 

de Ecología, UNAM. Bases de Datos SNIB-CONABIO proyecto 

QO68. México, D.F. 

9 CONABIO/FCE Ceballos, G. & G. Oliva, 2005. Los Mamíferos de México. FCE, 

CONABIO, 986 p. 

10 American Museum 

of Natural 

History 

11 IBUNAM / 

FOCN / WWF 

Goodwin, G. 1969. Mammals from the state of Oaxaca, México, 

in the American Museum of Natural History. Bulletin of the 

American Museum of Natural History. New York. Vol. 141: 1 

Briones–Salas, M. & V. Sánchez–Cordero. 2004. Mamíferos. 

p 423-447. In A. J. García– Mendoza, M. J. Ordóñez y M. Briones–Salas 

(eds.) Biodiversidad de Oaxaca. Instituto de Biología, 

UNAM, Fondo Oaxaqueño para la Conservación de la Naturaleza–Word 

Wildlife Fund. México. 

12 IUCN IUCN 2010. 2010 IUCN Red List of Threatened Species. . 

13 UAM / Iztapalapa 

14 Hall, E.R. López-W. R. 2003.Base de datos de los mamíferos de México 

depositados en colecciones de Estados Unidos y Canadá. Universidad 

Autónoma Metropolitana-Iztapalapa. 

Hall, E. R. 1981. The Mammals of North America. Vols. I, II. John 

Wiley & Sons. New York, EUA. 1181 p. 

59

60 

# CATEGORIA TAXO- 

NOMICA 

ORDEN DIDELPHI- 

MORPHIA 

Familia Marmosidae 

1 Marmosa mexicana Merriam, 

1897 

2 Tlacuatzin canescens J. 

A. Allen, 1893 

Familia Caluromyidae 

3 Caluromys derbianus 

Waterhouse, 1841 

Familia Didelphidae 

4 Chironectes minimus 

Zimmermann, 1780 

5 Didelphis marsupialis 

Linnaeus, 1758 

6 Didelphis virginiana 

Kerr, 1792 

7 Philander opossum Linnaeus, 

1758 


NOMICA 

ORDEN CINGULATA 

Familia Dasypodidae 

9 Dasypus novemcinctus 

Linnaeus, 1758 

10 ORDEN PILOSA 

Familia Myrmecophagidae 

Cyclopes didactylus Linnaeus, 

1758 

11 Tamandua mexicana 

Saussure, 1860 

12 ORDEN INSECTIVORA 

Familia Soricidae 


NOMBRE 

COMÚN 

Ratón tlacuache 

INS DIST NOM UICN CITES REG- 

ISTRO 

ANTE- 

RIOR 

C MA LR/lc MZFC 

ESTE ES- 

TUDIO 

Tlacuachín IC MX Fotografiado 

Tlacuache 

dorado 

Tlacuache 

acuático 

Tlacuache 

común 

Tlacuache 

común 

Tlacuache 4 

ojos 

NOMBRE 

COMÚN 

Armadillo 9 

bandas 

Hormiguero 

C SA Pr VU 

A1c 

ECO- 

SC-M 

Fotografiado 

C SA P LR/nt Observado 

IC SA LR/lc ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

IC AM LR/lc ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

C SA LR/lc ECO- 

SC-M. / 

MZFC 


ISTRO 

ANTE- 

RIOR 

IC AM LC ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Fotografiado 

Observado 

Fotografiado 

ESTE ES- 

TUDIO 

Fotografiado 

/ 

Observado 

C SA P LC Piel y 

Craneo 

C SA P LC III Observado 

Cryptotis parva Say, 1823 Musaraña C AM LR/lc ECO- 

SC-M. 

Sorex saussurei Merriam, 

1892 

Musaraña C MA LR/lc MZFC


NOMICA 

ORDEN CHIROPTERA 

Familia Emballonuridae 

13 Balantiopteryx io 

Thomas, 1904 

14 Balantiopteryx plicata 

Peters, 1867 

15 Diclidurus albus Wied – 

Neuwied, 1820 

16 Peropteryx kappleri 

Peters, 1867 

17 Peropteryx macrotis 

Wagner, 1843 

18 Rhynchonycteris naso 

Wied – Neuwied, 1820 

19 Saccopteryx bilineata 

Temminck, 1838 

Familia Noctilionidae 

20 Noctilio leporinus Linnaeus, 

1758 

Familia Mormoopidae 

21 Mormoops megalophylla 

Peters, 1864 

22 Pteronotus davyi Gray, 

1838 

23 Pteronotus parnellii Gray, 

1843 

24 Pteronotus personatus 

Wagner, 1843 

Familia Phyllostomidae 

25 Macrotus waterhousii 

Gray, 1843 

26 Glyphonycteris sylvestris 

Thomas, 1896 

27 Micronycteris brachyotis 

Dobson, 1879 

28 Micronycteris microtis 

Miller, 1898 

29 Desmodus rotundus E. 

Geoffroy Saint - Hilaire, 

1810 

30 Diphylla ecaudata Spix, 

1823 

31 Chrotopterus auritus 

Peters, 1856 


NOMBRE 

COMÚN 


ISTRO 

ANTE- 

RIOR 

Murciélago C MA LR/nt ECO- 

SC-M. 

ESTE ES- 

TUDIO 

Observado 

Murciélago IC SA LR/lc Observado 

Murciélago C SA LR/lc MZFC 

Murciélago C SA Pr LR/lc MZFC 

Murciélago C SA LR/lc ECO- 

SC-M. 


Murciélago C SA LR/lc MZFC Observado 

Murciélago C SA LR/lc MZFC Cráneo y 

observado 

Murciélago IC AM LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Murciélago IC SA LR/lc MZFC Observado 

Murciélago IC SA LR/lc MZFC Observado 

Murciélago IC SA LR/lc Observado 

Murciélago IC MA LR/lc MZFC 

Murciélago C SA LR/nt MZFC 


Murciélago IC SA MZFC 


Murciélago C AM LR/nt Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Murciélago C SA A LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

61

62 

32 Trachops cirrhosus Spix, 

1823 

33 Lonchorhina aurita 

Tomes, 1863 

34 Lophostoma brasiliense 

Peters, 1866 

35 Lophostoma evotis Davis 

& Carter, 1978 

36 Mimon cozumelae Goldman, 

1914 

37 Phyllostomus discolor 

Wagner, 1843 

38 Anoura geoffroyi Gray, 

1838 

39 Choeroniscus godmani 

Thomas, 1903 

40 Choeronycteris mexicana 

Tschudi, 1844 

41 Glossophaga commissarisi 

Gardner, 1962 

42 Glossophaga leachii Gray, 

1844 

43 Glossophaga morenoi 

Martínez & Villa, 1938 

44 Glossophaga soricina 

Pallas, 1766 

45 Hylonycteris underwoodi 

Thomas, 1903 

46 Leptonycteris curasoae 

Miller, 1900 

47 Artibeus intermedius J. A 

Allen, 1897 


Murciélago C SA A LR/lc MZFC 

Murciélago C SA A LR/lc ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Murciélago C SA A LR/lc MZFC 

Murciélago C MA A LR/nt MZFC 

Murciélago C SA A MZFC 

Murciélago C SA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 


1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 

Murciélago C SA LR/nt ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Murciélago C NA A LR/nt Goodwin 

1969 / 

OAXMA 


SC-M. 

Murciélago C MA LR/lc ECO- 

SC-M. 

Murciélago C MX LR/nt Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 


1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 

Murciélago C MA LR/nt MZFC 

Murciélago IC AM A VU 

A1c 

Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Observado 

Observado 

Murciélago IC SA LR/lc MZFC Observado

48 Artibeus jamaicensis 

Leach, 1821 

49 Artibeus lituratus Olfers, 

1818 

50 Carollia sowelli Baker et 

al. 2002 

51 Carollia perspicillata Linnaeus, 

1758 

52 Carollia subrufa Hahn, 

1905 

53 Centurión senex Gray, 

1842 

54 Chiroderma salvini Dobson, 

1878 

55 Chiroderma villosum 

Peters, 1860 

56 Dermanura azteca Andersen 

1906 

57 Dermanura phaeotis 

Miller, 1902 

58 Dermanura tolteca Saussure, 

1860 

59 Dermanura watsoni 

Thomas, 1901 

60 Enchisthenes hartii 

Thomas, 1892 

61 Platyrrhinus helleri 

Peters, 1866 

62 Sturnira lilium 

E.Geoffroy St.-Hilaire, 

1810 

63 Sturnira ludovici Anthony, 

1924 

64 Uroderma bilobatum 

Peters, 1866 


Murciélago IC SA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 


1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 

Murciélago C MA Goodwin 

1969 / 

OAXMA 


SC-M. 

Murciélago C MA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Murciélago C SA Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 


SC-M. 

Observado 

Observado 

Observado 

Observado 


Murciélago C MA MZFC 

Murciélago IC SA Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 

Murciélago C MA Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

/ ECO- 

SC-M 

Murciélago C SA Pr MZFC 




SC-M. 


1969 / 

OAXMA 


1969 / 

OAXMA 

Observado 

Observado 

63

64 

65 Uroderma magnirostrum 

Davis, 1968 

66 Vampyresa thyone 

Thomas, 1909 

67 Vampyrodes caraccioli 

Thomas, 1889 

Familia Natalidae 

68 Natalus stramineus Gray, 

1838 

Familia Vespertilionidae 

69 Corynorhinus towsendii 

Cooper, 1837 

70 Eptesicus brasiliensis 

Desmarest, 1819 

71 Eptesicus furinalis 

dÓrbigny, 1847 

72 Eptesicus fuscus Beauvois, 

1796 

73 Lasiurus blossevillii Lesson 

& Garnot, 1826 

74 Lasiurus cinereus Palisot 

de Beauvois, 1796 

75 Lasiurus ega Gervais, 

1856 

76 Lasiurus intermedius H. 

Allen, 1862 

77 Myotis albescens E. Geoffroy, 

1806 

78 Myotis fortidens Miller & 

Allen, 1928 

79 Myotis keaysi J.A. Allen, 

1914 

80 Myotis nigricans Schinz, 

1821 

81 Myotis thysanodes Miller, 

1897 

82 Myotis velifer J.A. Allen, 

1890 

83 Rhogeessa gracilis Miller, 

1897 



1969 / 

OAXMA 

Murciélago C SA ECO- 

SC-M. 



1969 / 

OAXMA 

Murciélago IC NA MZFC 


1969 / 

OAXMA 


1969 / 

OAXMA 

Murciélago C AM LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Observado 

Murciélago IC AM LR/lc MZFC Observado 


1969 / 

OAXMA 


1969 / 

OAXMA 

Murciélago C NA LR/lc MZFC Observado 

Murciélago C SA Pr LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Murciélago C MA LR/nt Goodwin 

1969 / 

OAXMA 


SC-M. 


1969 / 

OAXMA 

Murciélago C NA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 


1969 / 

OAXMA 

Murciélago C MX LR/nt MZFC 

Observado

84 Rhogeessa tumida H. 

Allen, 1866 

Familia Molossidae 

85 Eumops underwoodi 

Goodwin, 1940 

86 Molossus aztecus Saussure, 

1860 

87 Molossus rufus E. Geoffoy 

Saint – Hilaire, 1805 

88 Promops centralis 

Thomas, 1915 

89 Nyctinomops aurispinosus 

Peale, 1848 

90 Nyctinomops laticaudatus 

E. Geoffroy St. 

Hilaire, 1805 

91 Tadarida brasiliensis I. 

Geoffroy St.- Hilaire, 

1824 

ORDEN PRIMATES 

Familia Atelidae 

92 Alouatta palliata Gray, 

1849 

93 Ateles geoffroyi Kuhl, 

1820 

ORDEN CARNIVORA 

Familia Canidae 



Murciélago C AM LR/nt MZFC 

Murciélago C MA LR/nt MZFC Observado 

Murciélago C SA MZFC Observado 


Murciélago C SA MZFC 


Murciélago C AM LR/nt Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Mono aullador 

C SA P LC ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Mono araña C MA P LC ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Observado 

Observado 

94 Canis latrans Say, 1823 Coyote IC NA LC Piel y 

cráneo 

95 Urocyon cinereoargenteus 

Schreber, 1775 

Familia Felidae 

96 Puma yagouaroundi 

Lacépède, 1809 

97 Leopardus pardalis Linnaeus, 

1758 

98 Leopardus wiedii Schinz, 

1821 

Zorra Gris IC AM LC ECO- 

SC-M. 

Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

Leoncillo C AM A LC I MZFC Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

Ocelote C AM P LC I ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Tigrillo C AM P LC I ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

65

66 

99 Puma concolor Linnaeus, 

1771 

100 Panthera onca Linnaeus, 

1758 

Familia Mustelidae 

101 Lontra longicaudis Olfers, 

1818 

102 Eira barbara Linnaeus, 

1758 

103 Galictis vittata Schreber, 

1776 

104 Mustela frenata Lichtenstein, 

1831 

Familia Mephitidae 

105 Conepatus leuconotus 

Lichtenstein, 1832 

106 Conepatus semistriatus 

Boddaert, 1784 

107 Mephitis macroura 

Lichtenstein, 1832 

108 Spilogale gracilis Merriam, 

1890 

109 Spilogale pygmaea 

Thomas, 1898 

Familia Procyonidae 

110 Potos flavus Schreber, 

1774 

111 Bassariscus sumichrasti 


112 Nasua narica Linnaeus, 

1766 

113 Procyon lotor Linnaeus, 

1758 

ORDEN PERISSODAC- 

TYLA 

Familia Tapiridae 


Puma C AM NT ECO- 

SC-M. 

Piel y 

cráneo 

Jaguar C AM P NT I Piel y 

cráneo 

Nutria de 

río 

Viejo de 

Monte 

C SA A DD I ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

C SA P LR/lc III ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Observado 

/ 

Piel 

Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

Grison C SA A LR/lc III Piel y 

cráneo 

Comadreja C AM LR/lc Observado 

Zorrillo 

Espalda 

Blanca 

Zorrillo 

tropical 

Zorrillo 

listado 

Zorrillo 

manchado 

Zorrillo 

pigmeo 

C NA LR/lc MZFC Piel y 

cráneo 

C SA Pr LR/lc CNMA Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

C AM LR/lc MZFC Piel y 

cráneo 

C NA CNMA Piel y 

cráneo 

C MX A LR/lc Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

Martucha C SA Pr LR/lc III ECO- 

SC-M. 

Cacomixtle 

tropical 

C MA Pr LR/nt III ECO- 

SC-M. 

Tejón C AM LR/lc III ECO- 

SC-M. 

Mapache C AM LR/lc ECO- 

SC-M. 

Piel y 

cráneo 

Observado 

Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

Piel y 

cráneo / 

Fotografiado


114 Tapirus bairdii Gill, 1865 Tapir C SA P EN I Cráneo / 

Fotografiado 

ORDEN ARTIODAC- 

TYLA 

Familia Cervidae 

115 Mazama americana Erxleben, 

1777 

116 Odocoileus virginianus 

Zimmermann, 1780 

Familia Tayassuidae 

Temazate C SA DD ECO- 

SC-M. 

Venado 

cola blanca 

IC AM LR/lc ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

Piel y 

cráneo 

117 Tayassu pecari Link, 1795 Marín C SA P NT II Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

118 Pecari tajacu Linnaeus, 

1758 

ORDEN RODENTIA 

Familia Sciuridae 

119 Glaucomys volans Linnaeus, 

1758 

120 Sciurus aureogaster F. 

Cuvier, 1829 

121 Sciurus deppei Peters, 

1863 

Familia Geomyidae 

122 Orthogeomys cuniculus 

Elliot, 1905 

123 Orthogeomys hispidus Le 

Conte, 1852 

Familia Heteromyidae 

124 Heteromys desmarestianus 

Gray, 1868 

125 Liomys pictus Thomas, 

1893 

126 Liomys salvini Thomas 

1893 

Familia Muridae 

Jabalí de 

collar 

Ardilla 

voladora 

IC AM II ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Piel y 

cráneo / 

Fotografiado 

C NA A LR/lc Observado 

Ardilla gris C MA LR/lc ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Ardilla de 

selva 

C MA LR/lc III ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Observado 

Observado 

Tuza C MX A CR Cráneo 

Tuza C MA LR/lc ECO- 

SC-M. 

Ratón C SA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Ratón C MA LR/lc MZFC Cráneo 

Ratón C MA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

67

68 

127 Baiomys musculus Merriam, 

1892 

128 Neotoma mexicana 

Baird, 1855 

129 Nyctomys sumichrasti 


130 Oligoryzomys fulvescens 


131 Oryzomys alfaroi J. A. 

Allen, 1891 

132 Oryzomys chapmani 

Thomas, 1898 

133 Oryzomys couesi Alston, 

1877 

134 Oryzomys rostratus Merriam, 

1901 

135 Peromyscus aztecus Saussure, 

1860 

136 Peromyscus leucopus 

Rafinesque, 1818 

137 Peromyscus melanophrys 

Coues, 1874 

138 Peromyscus mexicanus 


139 Reithrodontomys fulvescens 

J.A. Allen, 1894 

140 Reithrodontomys mexicanus 


141 Reithrodontomys sumichrasti, 


142 Sigmodon hispidus Say & 

Ord, 1825 

143 Sigmodon mascotensis J. 

A. Allen, 1897 



1969 / 

OAXMA 

Ratón C NA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAX- 

MA/ 

MZFC 

Ratón C MA LR/lc MZFC 

Ratón C SA LR/lc MZFC 


1969 / 

OAX- 

MA/ 

MZFC 

Ratón C MX LR/lc ECO- 

SC-M. 

Ratón IC AM LR/lc ECO- 

SC-M. 


1969 / 

OAXMA 

Ratón C MA LR/lc MZFC 

Ratón IC NA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Ratón C MX LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAX- 

MA/ 

MZFC 


1969 / 

OAX- 

MA/ 

MZFC 

Ratón C NA LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 


1969 / 

OAXMA 


1969 / 

OAXMA 

Ratón C AM LR/lc Goodwin 

1969 / 

OAXMA 

Ratón C MX LR/lc ECO- 

SC-M. 

Piel y 

cráneo

144 Tylomys nudicaudus 

Peters, 1866 

Familia Erethizonthidae 

145 Coendu mexicanus Kerr, 

1792 

Familia Cuniculidae 

146 Cuniculus paca Linnaeus, 

1766 

Familia Dasyproctidae 

147 Dasyprocta mexicana 


ORDEN LAGOMOR- 

PHA 

Familia Leporidae 

148 Syvilagus brasiliensis 

Linnaeus 1758 

149 Sylvilagus floridanus J.A. 

Allen, 1890 


Rata arborícola 

Puerco 

espín 

Tepescuintle 

C MA LR/lc MZFC Piel y 

cráneo 

C MA A III Observado 

IC SA III ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Guaqueque C MX LR/nt ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Conejo C SA ECO- 

SC-M. / 

MZFC 

Cráneo / 

Fotografiado 

Cráneo / 

Fotografiado 

Cráneo 

Conejo C AM LR/lc Cráneo 

69

WHAT MIGHT BE THE EFFECTS OF CLIMATE CHANGE ON THE FOREST 

VEGETATION PATTERN IN SLOVENIA? 

Summary 

LADO KUTNAR & ANDREJ KOBLER 

By using an empirical GIS model, the potential spatial changes of forest vegetation in Slovenia 

driven by expected climate change have been analysed. Based on the three different 

scenarios predicting climate warming in Slovenia (the mean, pessimistic and optimistic scenarios), 

the simulation showed that the vegetation pattern will be altered under the impacts 

of climate change, and the shift of vegetation belts upwards might be expected. Nowadays 

dominant forests, mostly mesic Fagus sylvatica forests, might be replaced by different thermophilous, 

drought-tolerant forests. A significant part of the coniferous forest with Picea 

abies and Abies alba predominating might be converted to deciduous forests. 

1. Climate Change Forecasts for Europe 

T he results of climate research suggest that the risks caused by weather extremes 

m may increase considerably in future (McCarthy et al., 2001; Alcamo et al., 2007). 

Warmer, drier conditions will lead to more frequent and prolonged droughts, as well as 

to a longer fire season and increased fire risk, particularly in the Mediterranean region 

(Alcamo et al., 2007). Beniston et al. (2007) estimated that countries in central Europe 

would experience the same number of hot days as currently occur in southern Europe, 

and that in the Mediterranean droughts would start earlier in the year and last longer. 

The regions most affected could be the southern Iberian Peninsula, the Alps, the eastern 

Adriatic coast, and southern Greece. The regions most prone to an increase in drought 

risk are the Mediterranean and some parts of central and eastern Europe (Alcamo et al., 

2007). The Mediterranean and even much of eastern Europe may experience an increase 

in dry periods by the late 21st century (Polemio and Casarano, 2004), and the longest 

yearly dry period could increase by as much as 50%, especially over France and central 

Europe (Good et al., 2006). 

Forest ecosystems in Europe are very likely to be strongly influenced by climate change 

and other global changes (Shaver et al., 2000; Blennow and Sallnäs, 2002; Askeev et al., 

2005; Kellomäki and Leinonen, 2005; Maracchi et al., 2005; Alcamo et al., 2007). Forest 

area is expected to expand in the north (White et al., 2000; MNRRF, 2003; Shiyatov et al., 

2005), but contract in the south (Metzger et al., 2004; Alcamo et al., 2007). Native conifers 

are likely to be replaced by deciduous trees in western and central Europe (Maracchi et al., 

2005; Koca et al., 2006). The distribution of a number of main tree species might decrease 

in the Mediterranean (Schröter et al., 2005) and in central and southeast Europe (Geßler 

et al., 2007; Mátyás et al., 2010; Czúcz et al., 2011). 

At higher elevations in the Alps, net primary productivity (NPP) is likely to increase 

throughout the century. However, by the end of the century (2071 to 2100) in continental 

central and southern Europe, NPP of conifers is likely to decrease due to water limitations 

(Lasch et al., 2002; Lexer et al., 2002; Martínez-Vilalta and Pińol, 2002; Freeman et al.,

72 


2005; Körner et al., 2005) and higher temperatures (Pretzsch and Dursky, 2002). Negative 

impacts of drought on deciduous forests are also possible (Broadmeadow et al., 2005). 

Abiotic hazards for forests are likely to increase, although expected impacts are regionally 

specific and will be substantially dependent on the forest management system used 

(Kellomäki and Leinonen, 2005). Fire danger, length of the fire season, and fire frequency 

and severity are expected to increase in the Mediterranean (Santos et al., 2002; Pausas, 

2004; Pereira et al., 2005; Moriondo et al., 2006), and lead to the increased dominance of 

shrubs over trees (Mouillot et al., 2002). Although to a lesser degree, the danger of fire is 

also likely to increase in central, eastern and northern Europe (Goldammer et al., 2005; 

Kellomäki et al., 2005; Moriondo et al., 2006). 

2. Forests and Forestry in Slovenia 

Slovenia, situated on the transition between the Mediterranean and central Europe, 

between the mountain region of the Alps and the Dinaric range, is the under influence of 

the Mediterranean and of the continental climate of the mountainous ranges and of the 

Pannonia basin (Wraber, 1969). 

In terms of relative forest cover, Slovenia is one of the most forested countries in Europe, 

and its share is continues to increase. Despite rather favourable conditions, the country’s 

forest cover has not always been so high. It began to increase approximately 130 years ago, 

growing from 737,000 hectares (36%) in 1875 to 1.16 million hectares (58%) in 2006. According 

to FRA (2010) report, forests cover even 62% of the country, and broadleaf forests 

are prevailing (near 55% of all forests), and the mean growing stock is 332 m3 per hectare. 

Slovenia has an established tradition of planned management of forests. The first forestry 

plans for this territory were made in the 18th century (Flamek, 1771), while individual 

edicts for regulating forests were being made as early as the 15th century. Nowadays, 

the forest management planning system in Slovenia covers all forest areas, regardless of 

ownership (71% privately owned, 3% owned by local communities or other organisations, 

26% in state ownership; Lesnik and Matijašić, 2006). Close-to-nature forestry, which has 

been used in Slovenia for over 50 years, promotes the conservation of nature and forests, 

as nature’s most complex creation, while deriving benefits from a forest in such a way 

as to preserve it as a natural ecosystem of all the diverse life forms and relations formed 

therein. The idea of forest planning and management oriented towards natural species 

composition and a very limited share of non-indigenous tree species is widely applicable. 

The number of naturally growing tree species determined in Slovenia is 71 (Kotar and 

Brus, 1999). Among these, the following tree species have the highest share of the growing 

stock: Fagus sylvatica L. (32%), Picea abies (L.) Karst. (32%), Abies alba Mill. (8%) and different 

species of Quercus sp. L. (7%) (Lesnik and Matijašić, 2006). 

Diverse vegetation patterns have been recognised in Slovenian forests: in periodically 

flooded lowlands, in narrow strips along the rivers and brooks, forests of willows (Salix 

sp.), alders (Alnus glutinosa (L.) Gaertn., Alnus incana (L.) Moench), ashes (Fraxinus excelsior 

L., Fraxinus oxycarpa Willd.), and common oak (Quercus robur L.) grow. In the hilly 

areas above the floodplains, where for the most part the forests have now been converted 

to farmland, is the region of mixed forests of sessile oak (Quercus petraea (Matt.) Liebl.) 

and hornbeam (Carpinus betulus L.). In the mountainous areas, these change gradually 

into forests with predominantly beech (Fagus sylvatica L.) trees. The beech forests with 

mixtures of different broadleaves (e.g. Quercus sp, Acer sp., Ulmus sp., Prunus avium L.,


Fraxinus sp.) and conifers (e.g. Picea abies (L.) Karst., Abies alba Mill., Pinus sp.) cover the 

major part of the forested area of the country, and the Dinaric forest of common beech 

and silver fir (Abies alba Mill.) is one of the most extensive forest communities in the 

country. In the Alpine region, together with Norway spruce (Picea abies (L.) Karst.), and 

European larch (Larix decidua Mill.), more or less pure beech forests reach up to the belt 

of the dwarf mountain pine (Pinus mugo Turra) in the Dinaric range. On extremely warm, 

steeper sites all over the country, mainly on limestone and dolomite terrain, forests and 

woodland of different thermophile tree species (e.g. Ostrya carpinifolia Scop., Fraxinus 

ornus L. Quercus pubescens Willd.) extend. 

In its natural range, spruce grows more abundantly only on the high plateaus in the 

Alpine area. To a small extent, natural spruce forests grow in cold valleys and sinkholes in 

the Dinaric region. However, they also grow on Pohorje Mountain, where they are, for the 

most part, not native, and throughout the country in which they have been disseminated, 

mainly by man, for their useful wood. In these areas, the spruce is much more sensitive 

to the rigours of the weather and to the more widespread bark beetles. Beside woodlands 

of dwarf mountain pine in the high-alpine zone, the pine forests are composed of Scots 

pine (Pinus sylvestris L.) and of Austrian pine (Pinus nigra Arnold). The Scots pine can be 

found throughout the interior of the country on the poorest soils, and Austrian pine forests 

grow on some of the steeper slopes of the continental part and extend over the larger 

part of south-western Slovenia, in the Karst area (Sub-Mediterranean region). Centuries 

ago, the deciduous forests of this region were degraded by logging, burning and pasturing. 

Intensive reforestation and afforestation of the Karst area with Austrian pine started in the 

middle of the 19th century. 

This study is focused on the potential forest vegetation, based on the forest-plant community 

system by Košir et al. (1974, 2003), described on 74,123 forest compartments 

– the lowest level of the hierarchical forest-management system – which are sized from 

10 to 30 hectares. Based on the similarity of site characteristics with a special emphasis on 

climatic factors, the potential-forest-community types have been agregated together in 13 

group or so-called vegetation types (Table 1, Figure 1). 

3. Climate Change Projections 

In Slovenia, the evidence on climate change can also be found in datasets of air temperature 

and precipitation amounts (Bergant, 2007). In this paper, simulation of the future 

forest vegetation in Slovenia driven by expected climate change is discussed. Taking 

into consideration different climate-change scenarios for this region, changes of forest 

vegetation pattern will be forecasted. For simulation of future vegetation states, the existing 

climate-change predictions for Slovenia have been used (Bergant, 2007; Kutnar et al., 

2009). To estimate the future temperature and precipitation conditions in different regions 

of Slovenia by the end of the 21st century, empirical downscaling was used to project 

the results of General Circulation Model (GCMs) simulations with four different models 

(CSIRO/Mk2, UKMO/HadCM3, DOE-NCAR/PCM in MPI-DMI/ECHAM4-OPYC3) 

to five selected locations in Slovenia. A combination of empirical orthogonal function 

analysis together with a partial least squares regression was used to develop empirical 

models based on local observations and NCEP/NCAR reanalysis in the large scale. As 

GCM simulations are commonly based on a limited number of emission scenarios, in this 

case SRES A2 and B2, local projections were additionally scaled to other marker SRES 

73

74 


A2 and B2, local projections were additionally scaled to other marker SRES scenarios 

(A1Fl, A1T, A1B). The results of projections indicate the strongest warming in summer 

(3.5°C to 8°C) followed by winter (3.5°C to 7°C), spring (2.5°C to 6°C), and autumn (2.5°C 

to 4°C) (Bergant, 2007). No significant change in precipitation amounts is expected in 

spring and autumn, while in summer a decrease in precipitation (-20%) and in winter an 

increase (+30%) is expected. For the simulation of changes of potential forest vegetation, 

the existing climate-change predictions for Slovenia (Bergant, 2007) have been used to 

create three different scenarios. 

4. Forecasting Model 

Within the present forest area, a model was constructed, linking the vegetation type to 

the climate factors, the relief and the soil at the spatial level of 100×100 m quadrants, in 

order to provide the model-based predictions of potential vegetation distribution in case 

of climate warming. The relationship was gleaned with the data mining tool SEE5 (www. 

rulequest.com) from the empirical data (training dataset). The training data consisted of 

equal numbers of randomly sampled records for each vegetation type. Each record consisted 

of the current vegetation type at a particular 100×100 m quadrant, followed by the 

corresponding climate data (average monthly and yearly temperature, precipitation and 

evapotranspiration values for the 1970-2000 period), relief data (elevation, terrain slope, 

terrain exposition), and soil data (FAO soil type). The model constructed with SEE5 took 

the form of a decision tree. The accuracy of the model was estimated to be 71% (at the level 

of 13 vegetation types) with 10-fold cross-validation on training data. The cross-validation 

returns similar accuracy values as the validation using an independent control sample. Using 

the model and the existing predictions of the likely future climate (Bergant, 2007), we 

predicted the shift of the forest vegetation in Slovenia for the years 2040, 2070 and 2100 

under three climatic scenarios: the mean scenario (median predicted temperature T, median 

predicted precipitation R, median predicted evapotranspiration E), the pessimistic 

scenario (max T, min R, max E), and the optimistic scenario (min T, max R, min E). For 

comparisons of the predicted values to the present values, we used the potential present 

values, i.e. modelled present values, and not the real present values. Therefore, the differences 

between the present and the predicted values were less influenced by the errors of 

the model. Since the empirical model is only valid within the present forest area, it cannot 

predict change of the forest area due to climate warming. Therefore, our predictions of 

vegetation change were only made within the present confines of the forests. 

5. Model-Based Simulation of Forest Vegetation in Slovenia 

Taking into consideration the future climate changes (defined by three different climate 

scenarios: the mean scenario, the pessimistic scenario and the optimistic scenario), the 

simulation of the future potential forest vegetation showed significant changes of vegetation-type 

shares in Slovenia. By using all three climate scenarios in an empirical GIS model, 

the simulations showed the alteration of spatial pattern of 13 vegetation types (groups 

of similar forest communities) under impacts of climate vary considerably (Table 1, Figure 

2). The mesic forest vegetation may be adversely affected by such changing environmental 

conditions. The decrease of the share of currently prevailing beech vegetation types, e.g. 

groups of Acidophilic Fagus sylvatica forests (14.2%), of Submontane Fagus sylvatica fo-


rests (13.0%), and (Alti-) montane Fagus sylvatica forest in (Pre-)Dinaric region (11.2%), 

could be expected (Table 1). By the year 2100, the share of Acidophilic Fagus sylvatica forests 

might be decreased to range between 0.0% (pessimistic scenario) and 5.0% (optimistic 

scenario); and the share of Submontane Fagus sylvatica forests might be contracted to 

range between 0.0% and 4.0% (Table 1). The constant decreasing of (Alti-)montane Fagus 

sylvatica forest in the (Pre-)Dinaric region, among which Dinaric fir-beech forests prevail, 

has been forecasted (Figure 3). 

Table 1.Forest vegetation types (groups of similar forest communities) and forecast forest areas for 

the year 2100 based on different scenarios 

Veg. 

type Description of vegetation type 

1 Acidophilic Fagus sylvatica 

forests 

2 Acidophilic Pinus sylvestris 

forests 

3 Submontane Fagus sylvatica 

forests 

Actual forests 

in year 2000 

Area 

(ha) 

Share 

(%) 

Forecasted forest areas (in %) 

in year 2100 

Mean 

scenario 

Optimistic 

scenario 

Pessimistic 

scenario 

168.591 14.2 0.7 5.0 0.0 

56.045 4.7 0.0 2.5 0.0 

154.624 13.0 0.1 4.0 0.0 

4 Montane Fagus sylvatica forests 113.116 9.5 4.3 6.4 1.4 

5 (Alti-)montane Fagus sylvatica 

forest in (Pre-)Alpine region 

6 (Alti-)montane Fagus sylvatica 

forest in (Pre-)Dinaric region 

7 Thermophile Fagus sylvatica 

forests 

8 Collinar forests of Quercus petraea 

and Carpinus betulus 

9 Lowland forests of Salix species, 

Alnus glutinosa and Quercus 

robur 

10 Thermophile forests of Ostrya 

carpinifolia, Quercus species, 

Pinus sylvestris and P. nigra 

103.438 8.7 0.2 3.2 0.0 

133.599 11.2 0.4 7.4 0.0 

78.109 6.6 4.8 11.7 1.3 

101.964 8.6 18.6 17.8 11.8 

34.521 2.9 0.0 0.1 0.0 

91.244 7.7 70.8 38.7 85.5 

11 Abies alba forests 77.707 6.5 0.0 1.4 0.0 

12 Picea abies forests 43.453 3.7 0.0 1.7 0.0 

13 Pinus mugo woodlands 34.117 2.9 0.0 0.1 0.0 

SUM 1.190.528 100.0 100.0 100.0 100.0 

75

76 


Figure 1. Model of the present forest vegetation state in Slovenia (main eco-regions are marked) 

Figure 2. Forecast of forest-vegetation distribution in the year 2100 according to the mean climate 

scenario. The white color denotes currently non-forested areas, since the model only predicts vegetation 

changes within the forest areas.


Figure 3. Forecast share of (Alti-)montane Fagus sylvatica forest in (Pre-)Dinaric region based on 

different scenarios for three periods 

On the contrary, the warmer climate predicted by all three future scenarios will favour 

drought-tolerant forest species and vegetation types. It could be expected that different 

thermophile forests, which are partly dominated by beech trees, but mostly by different 

drought-tolerant tree species, like Ostrya carpinifolia, Fraxinus ornus, Sorbus aria, 

Quercus pubescens, Q. cerris, Q. ilex and Q. petraea, and also Pinus sylvestris L. and P. nigra, 

will expand over a larger area of the country. Even different Mediterranean evergreen 

forests and maquis shrublands of the order Quercetalia ilicis, with dominant Quercus ilex, 

Q. coccifera, Pinus halepensis or Carpinus orientalis, similar to current vegetation of the 

Croatian coastal area (Trinajstić, 2008) could possibly be distributed over extreme warm 

sites in Slovenia. By the end of century, the share of such thermophile vegetation might be 

enlarged from 14.2% to range between 50.4% (optimistic scenario) to 86.8% (pessimistic 

scenario) (Figure 4). 

Beside this, the Collinar forests of Quercus petraea and Carpinus betulus, admixed with 

various tree species, like Prunus avium, Acer campestre, A. pseudoplatanus, Tilia cordata, 

Fraxinus excelsior, Abies alba, Picea abies, growing from plains to hilly areas, from the 

Sub-Mediterranean to Sub-Pannonian regions, covering 8.6% of total forest cover, will be 

spread over larger area. By the year 2100, the forecast share of these forests might be between 

11.8% (pessimistic scenario) and 17.8% (optimistic scenario). However, even more 

xerothermic vegetation with dominant oak species (e.g. Quercus cerris, Quercus frainetto) 

might also be expected after such significant warming. 

77

78 


Figure 4. Forecast share of different thermophile forests (vegetation types of Group 7 and Group 10 

are aggregated) based on different scenarios for three periods 

The more commercially interesting coniferous species, like Picea abies and Abies alba 

are present in diverse forest types, and they have significant shares of the total growing 

stock (Lesnik & Matijašić, 2006). However, taking into account potential sites of coniferous 

dominant vegetation types (including vegetation types 2, 11, 12, 13) the share of these 

forests is less than 18% of the total (Table 1). Based on different climate scenarios forecasting 

the lower ratio between share of coniferous and broadleaves dominant vegetation 

types (Figure 5), the negative impacts of climate warming and water limitations on the 

coniferous forests of more humid and colder site conditions were estimated. 

Figure 5. Forecast ratio between share of coniferous dominant vegetation types (2, 11, 12, 13) and 

broadleaf dominant vegetation types (1, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10) based on different scenarios for three 

periods


The simulation showed that under warmer conditions the shift of vegetation belts upwards 

could be expected (Figure 6). It means that Fagus-dominated communities in the 

colline-submontane belt might eventually be replaced by oak-hornbeam communities, 

and the shift of tree-line to higher elevation is predicted. A shift upward of mean average 

of Pinus mugo woodlands by almost 400 metres by the year 2070 has been simulated with 

the GIS model. 

Figure 6. Predicted mean elevation height of vegetation, based on mean scenario (numbers correspond 

to Table 1) 

6. Discussion and Conclusions 

Simulations of the future climate with general circulation models (GCMs) indicate an 

even more intensive climate change than that detected in the last decades of the 20th century 

(Bergant, 2007). Most of the current climate projections for central Europe predict 

increased temperatures that are expected to cause an increase in the frequency and duration 

of intense summer droughts (e.g. McCarthy et al., 2001; Alcamo et al., 2007). Based 

on the three different climate scenarios, the simulations showed that the spatial pattern of 

forest vegetation types in Slovenia will be altered, and the vegetation type of major part 

of forest sites might be changed in the following decades under the impacts of climate 

change. Under warmer and wetter conditions, the vegetation shift might not be as drastic 

as under warmer and drier conditions. 

Nowadays, the most abundant and dominant tree species of the potential natural vegetation 

of central Europe is European beech (Fagus sylvatica) (Ellenberg, 1996); it is one of 

the ecologically and economically most important forest tree species presently supported 

by forest management in this area (Geßler et al., 2007). Beech forests of different types are 

prevailing in Slovenia too, occurring on calcareous as well as on silicate and mixed bedrock, 

on very different soil types, from hills (150 metres a.s.l.) to the subalpine belt (1650 

79

80 


metres a.s.l.) (Lesnik and Matijašić, 2006; Dakskobler, 2008). In Slovenia, approximately 

63% of all forests currently grow on the beech, fir-beech and beech-oak potential sites; a 

reduction of beech sites is predicted to range between 7% (pessimistic scenario) and 42% 

(optimistic scenario) by the year 2070 (Kutnar et al., 2009). The beech forests are likely to 

be threatened, owing to beech sensitivity towards low water availability (Ellenberg, 1996) 

and longer drought periods (Fotelli et al., 2002); the physiological performance, growth 

and competitive ability of European beech may be adversely affected by such changing 

climate conditions (Peuke et al., 2002; Geßler et al., 2007). In Slovenia, the situation may 

be aggravated by the fact that the area of distribution of beech forests includes many sites 

with shallow limestone- and dolomite-derived soils of low water storage capacity. 

By the end of century, the distribution range of fir is likely to change (Anić et al., 2009), 

and a decrease of the area of Dinaric fir-beech forests (Omphalodo-Fagetum) has been 

forecasted (Kutnar and Kobler, 2007, 2011; Kutnar et al., 2009). According to the most 

pessimistic hot-and-dry scenario and assuming that the actual ecological niche of this 

vegetation type would not be changed in the future, this forest type might disappear completely 

from territory of Slovenia by the end of the 21st century. It seems that Dinaric firbeech 

forests might be the most threatened forest community in Slovenia. 

Dinaric fir-beech forest is one of the most extensive forest communities in Slovenia 

(Dakskobler, 2008), covering the Dinaric Mountain area, extended along the Adriatic coast 

over the Balkan Peninsula. In Slovenia, the Dinaric mountain chain reaches the southeastern 

Alps; in term of diversity, the vegetation on the border zones of different ecological 

influences is especially interesting. Beside their significant forest-management role, the 

Dinaric fir-beech forests are among the most important timber productive forests; their 

ecological and nature-conservation aspects are also significant. In area of these forests, the 

central part of habitat of three large European beasts of prey, the brown bear (Ursus arctos 

L.), lynx (Lynx lynx L.), and wolf (Canis lupus L.), and of many other species (Kutnar et al., 

2002; Ódor and Van Doort, 2002) that are of special interest (e.g. Habitat Directive, 1992), 

and the major part of these forests has been designated as part of the Natura 2000 network 

(Skoberne, 2004). Thus, the loss of habitat of Dinaric fir-beech forests is likely to mean the 

potential extinction of many key species. Climate change has already caused numerous 

shifts in species abundance and distribution within the last 50 years (Parmesan and Yohe, 

2003) and it is presumed to be a major cause of species extinction in near future (Thomas 

et al., 2004). 

The share of different thermophile forests, which are less economically interesting and 

more fire-prone, will increase significantly, replacing the currently predominant mesic 

forests. The extension of thermophile forests all over the country would have very dramatic 

consequences and would affect forest-management, forest policy, and forest protection 

activities. The shift from dominant semi-natural mesic forests, mainly belonging to 

order of Fagetalia sylvaticae, to low density forests or woodlands, potentially belonging 

to orders of Quercetalia pubescentis, Erico-Pinetalia or even to Mediterranean evergreen 

forests and maquis shrublands of order Quercetalia ilicis, is likely to happen by the end of 

the 21st century. The production of high-quality wood is one of the main objectives of forest 

management at present, but forests provide a wide range of other benefits. The future 

forest roles might be critically affected by redistribution and changed proportions among 

the forest types. 

Different types of thermophile forests of the Sub-Mediterranean region of Slovenia 

have recently been damaged by forest fires (Mavsar et al., 2005; Jakša, 2006). Driven by


the warmer conditions and drought, similar as in the Mediterranean (Santos et al., 2002; 

Pausas, 2004; Pereira et al., 2005; Moriondo et al., 2006), forest fire frequency and severity 

are very likely to increase in the future. 

In Slovenia, the coniferous forests might be affected by warmer climate (Ogris and 

Jurc, 2010). As in western and central Europe (Kienast et al., 1998; Maracchi et al., 2005; 

Koca et al., 2006), a significant share of potential coniferous vegetation might be replaced 

by forests mainly dominated by deciduous trees. Native coniferous forests characterised 

by humid site conditions and relatively lower average temperatures might even disappear 

according to the most pessimistic scenario, which predicts a rapid increase of temperature 

and a decrease of precipitation. 

A shift upward of the treeline by several hundred metres caused by climate change 

could be expected (Badeck et al., 2001; Grace et al., 2002); there is some evidence that this 

process has already begun in some regions (Mindas et al., 2000; Kullman, 2002; Peńuelas 

and Boada, 2003; Camarero and Gutiérrez 2004; Shiyatov et al. 2005). In harsh conditions 

in Slovenia, where continuous forests are no longer able to exist, the Pinus mugo 

woodlands are spread in the subalpine zone, while the scrubland scattered trees of Larix 

decidua, Picea abies, Sorbus aucuparia subsp. glabrata, Fagus sylvatica and some other 

more rare species form the upper treeline in this region. The shift upward of Pinus mugo 

woodlands was simulated with the GIS model, and the change of treeline together with 

the effect of abandonment of traditional alpine pastures is predicted as in other European 

mountain areas (Guisan and Theurillat, 2001; Grace et al., 2002; Dirnböck et al., 2003; 

Dullinger et al., 2004). For this reason, the composition and structure of alpine and nival 

communities are very likely to change, and threatening of nival flora is predicted (Guisan 

and Theurillat, 2000; Gottfried et al., 2002; Walther, 2003). 

Although, many research findings support the clear impact of climate change to forests 

vegetation (e.g. Alcamo et al., 2007), there is no doubt that the results of present climate 

projections reflect some degrees of uncertainty (see, e.g. Rial et al., 2004; Von Storch et al., 

2004) that are due to the incomplete understanding of the climate as a system and its complex 

interactions with the biosphere and oceans. Beside the relatively uncertain climatechange 

model, a potentially changed ecological niche of existing forest vegetation types 

under changed climate or even the ecological niche of future forest vegetation types with 

other dominant tree species have not been considered. Moreover, the secondary effects of 

climate change (e.g. higher frequency of forest fires, land use change, and especially effects 

of tree diseases and harmful pests and their new appearances (Jurc and Ogris, 2006; Jurc et 

al., 2006; Ogris et al., 2006; Piškur et al., 2011) have not been foreseen in the model. 

On particular sites in the centre of the current area of distribution of beech in central 

Europe, beech may lose its dominance and growing potential as compared to drought or 

flood-tolerant species (Geßler et al., 2007). Since similar impacts are also likely to occur in 

the studied area, forest policy and management need to take such risk into consideration. 

Species-rich forests with a high resilience potential will reduce the risk for forestry related 

to the prognosticated climate development in this region. 

Acknowledgements 

The study has been financially supported by national project “Adaptation of forest management 

to climate changes in relation to expected changes of forest traits and forest spatial 

changes, V4-0494”, funded by the Ministry of Agriculture, Forestry and Food and by 

81

82 


the Slovenian Research Agency, and by the research programme P4-0107 funded by the 

Slovenian Research Agency. The English language of the manuscript was checked by Terry 

Troy Jackson. 

REFERENCES 

Alcamo, J., Moreno, J.M., Nováky, B., Bindi, M., Corobov, R., Devoy, R.J.N., Giannakopoulos, 

C., Martin, E., Olesen, J.E., Shvidenko, A. (2007) ‘Europe’, pp. 541-580 in 

M.L. Parry, O.F. Canziani, J.P. Palutikof, P.J. van der Linden, C.E. Hanson (eds) Climate 

Change 2007: Impacts, Adaptation and Vulnerability. Contribution of Working Group 

II to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. 

Cambridge, UK: Cambridge University Press. 

Anić, I., Vukelić, J., Mikac, S., Bakšić, D., Ugarković, D. (2009) ‘Utjecaj globalnih klimatskih 

promjena na ekološku nišu obične jele (Abies alba Mill.) u Hrvatskoj (Effects of 

global climate change on the ecological niche of silver fir (Abies alba Mill.) in Croatia)’, 

Šumarski list 133(3-4): 135-144. 

Askeev, O.V., Tischin, D., Sparks, T.H., Askeev, I.V. (2005) ‘The effect of climate on the 

phenology, acorn crop and radial increment of pedunculate oak (Quercus robur) in the 

middle Volga region, Tatarstan, Russia’, Int. J. Biometeorol. 49: 262-266. 

Badeck, F.W., Lischke, H., Bugmann, H., Hicker, T., Höniger, K., Lasch, P., Lexer, M.J., 

Mouillot, F., Schaber, J., Smith, B. (2001) ‘Tree species composition in European pristine 

forests: Comparison of stand data to model predictions’, Climatic Change 51(3-4): 307- 

347. 

Beniston, M., Stephenson, D.B., Christensen, O.B., Ferro, C.A.T., Frei, C., Goyette, S., 

Halsnaes, K., Holt, T., Jylhä, K., Koffi, B., Palutikof, J., Schöll, R., Semmler, T., Woth, K. 

(2007) ‘Future extreme events in European climate: an exploration of regional climate 

model projections’, Climatic Change 81: 71-95. 

Bergant, K. (2007) ‘Projections of climate change for Slovenia’, pp. 67-86 in M. Jurc (ed.) 

Climate changes: impact on forest and forestry. Ljubljana: Studia forestalia Slovenica 130. 

Blennow, K., Sallnäs, O. (2002) ‘Risk perception among non-industrial private forest 

owners’, Scand. J. Forest Res. 17(5): 472-479. 

Broadmeadow, M.S.J., Ray, D., Samuel, C.J.A. (2005) ‘Climate change and the future for 

broadleaved tree species in Britain’, Forestry, 78 (2): 145-161. 

Camarero, J. J., E. Gutiérrez, 2004: ‘Pace and pattern of recent treeline dynamics response 

of ecotones to climatic variability in the Spanish Pyrenees’, Climatic Change, 63: 

181-200. 

Czúcz, B., Gálhidy, L., Mátyás, Cs. (2011) ‘Present and forecasted xeric climatic limits 

of beech and sessile oak distribution at low altitudes in Central Europe’, Ann. of Forest Sci. 

68(1): 99-108. 

Dakskobler, I. (2008) ‘Pregled bukovih rastišč v Sloveniji (A review of beech sites in 

Slovenia)’, Zbornik gozdarstva in lesarstva 87: 3-14. 

Dirnböck, T., Dullinger, S., Grabherr, G. (2003) ‘A regional impact assessment of climate 

and land-use change on alpine vegetation’, J. Biogeogr. 30(3): 401-417. 

Dullinger, S., Dirnböck, T., Grabherr, G. (2004) ‘Modelling climate change-driven treeline 

shifts: relative effects of temperature increase, dispersal and invasibility’, J. Ecol., 92 

(2): 241-252.


92 (2): 241-252. 

Ellenberg, H. (1996) Vegetation Mitteleuropas mit den Alpen, 5th edn. Stuttgart: Ulmer. 

Flamek, F. (1771) Holz-schätz oder Überschlagung auch Geometrische Einteilung in 

die Stallungen oder Jährliche Gehausammentlicher Ternovaner Landesfürstlichen Hoch 

und Schwartz Waldungen so vorgenommen worden anno 1771. 

Fotelli, N.M., Rennenberg, H., Geßler, A. (2002) ‘Effects of drought on the competitive 

interference of an early successional species (Rubus fruticosus) on Fagus sylvatica L. seedlings: 

15N uptake and partitioning, responses of amino acids and other N compounds’ 

Plant Biol. 4(3): 311–320. 

FRA (2010) Global Forest Resources Assessment, FAO, Online, URL (consulted May 

2011): http://www.fao.org/forestry/fra/fra2010/en/ 

Freeman, M., Morén, A.S., Strömgren, M., Linder, S. (2005) ‘Climate change impacts 

on forests in Europe: biological impact mechanisms’, pp. 46-115 in S. Kellomäki and S. 

Leinonen (eds) Management of European Forest under Changing Climatic Conditions, 

Joensuu: Research Notes 163. 

Geßler A., Keitel C., Kreuzwieser J., Matyssek R., Seiler W., Rennenberg H., 2007. ‘Potential 

risks for European beech (Fagus sylvatica L.) in a changing climate’, Trees 21(1): 

1–11. 

Goldammer, J.G., Shukhinin, A., Csiszar, I. (2005) ‘The current fire situation in the 

Russian Federation: implications for enhancing international and regional cooperation in 

the UN framework and the global programs on fire monitoring and assessment’, Int. Forest 

Fire News 32: 13-42. 

Good, P., Barring, L., Giannakopoulos, C., Holt, T., Palutikof, J.P. (2006) ‘Nonlinear 

regional relationships between climate extremes and annual mean temperatures in model 

projections for 1961-2099 over Europe’, Clim. Res. 13(1): 19-34. 

Gottfried, M., H. Pauli, K. Reiter, G. Grabherr, 2002: ‘Potential effects of climate change 

on alpine and nival plants in the Alps’ pp. 213-223 in C. Korner, C. and E. Spehn (eds) 

Mountain Biodiversity - a Global Assessment. London: Parthenon Publishing. 

Grace, J., Berninger, F., Nagy, L. (2002) ‘Impacts of climate change on the tree line’, Annals 

of Botany 90(4): 537-544. 

Guisan, A., Theurillat, J.P. (2000) ‘Equilibrium modeling of alpine plant distribution 

and climate change: how far can we go?’, Phytocoenologia 30(3-4): 353-384. 

Guisan, A., Theurillat, J.P. (2001) ‘Assessing alpine plant vulnerability to climate change, 

a modeling perspective’, Int. Ass. 1(4): 307-320. 

Habitat Directive (1992) Council Directive 92/43/EEC of 21 May 1992 on the conservation 

of natural habitats and of wild fauna and flora. Online, URL (consulted May 2011): 

http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=CELEX:31992L0043:EN:HTML 

Jakša, J. (2006) ‘Gozdni požari (Forest fires)’, Gozdarski vestnik 64(9): 97-112. 

Jurc, D., Ogris, N. (2006) ‘First reported outbreak of charcoal disease caused by Biscogniauxia 

mediterranea on Turkey oak in Slovenia’, Plant Pathology 55(2): 299-299. 

Jurc, D., Ogris, N., Grebenc, T., Kraigher, H. (2006) ‘First report of Botryosphaeria 

dothidea causing bark dieback of European hop hornbeam in Slovenia’, Plant Pathology, 

55(2): 299-299. 

Kellomäki, S., Leinonen, S. (eds) (2005) Management of European Forests under 

Changing Climatic Conditions. Final Report of the Project Silvistrat. Joensuu: Research 

Notes 163, University of Joensuu. 

83

84 


Kienast, F., Brzeziecki, B., Wildi, O. (1998) ‘Potential impacts of climate change on species 

richness in mountain forests an ecological risk assessment’, Biological Conservation 

83(3): 291-305. 

Koca, D., Smith, S., Sykes, M.T. (2006) ‘Modelling regional climate change effects on 

potential natural ecosystems in Sweden’, Climatic Change 78: 381-406. 

Körner, C., Sarris, D., Christodoulakis, D. (2005) ‘Long-term increase in climatic dryness 

in Eastern-Mediterranean as evidenced for the island of Samos’, Regional Environmental 

Change 5: 27-36. 

Košir, Ž., Zorn-Pogorelc, M., Kalan, J., Marinček, L., Smole, I., Čampa, L., Šolar, M., 

Anko, B., Accetto, M., Robič, D., Toman, V., Žgajnar, L., Torelli, N. (1974) Gozdnovegetacijska 

karta Slovenije, M 1:100.000 (Forest-vegetation map of Slovenia, M 1:100.000). 

Ljubljana: Biro za gozdarsko načrtovanje, Gozdarski inštitut Slovenije. 

Košir, Ž., Zorn-Pogorelc, M., Kalan, J., Marinček, L., Smole, I., Čampa, L., Šolar, M., 

Anko, B., Accetto, M., Robič, D., Toman, V., Žgajnar, L., Torelli, N., Tavčar, I., Kutnar, L., 

Kralj, A. (2003) Gozdnovegetacijska karta Slovenije, digitalna verzija (Forest-vegetation 

map of Slovenia, digital version). Ljubljana: Biro za gozdarsko načrtovanje, Gozdarski 

inštitut Slovenije. 

Kotar, M., Brus, R. (1999) Naše drevesne vrste. Ljubljana: Slovenska matica. 

Kullman, L. (2002) ‘Rapid recent range-margin rise of tree and shrub species in the 

Swedish Scandes’, J. Ecol. 90(1): 68-77. 

Kutnar L., Kobler, A. (2007) ‘Potencialni vpliv podnebnih sprememb na gozdno vegetacijo 

v Sloveniji (Potential impact of climate changes on forest vegetation in Slovenia)’, 

pp. 289-304 in M. Jurc (ed.) Climate changes: impact on forest and forestry. Ljubljana: 

Studia forestalia Slovenica 130. 

Kutnar L., Kobler, A. (2011) ‘Prediction of forest vegetation shift due to different climate-change 

scenarios in Slovenia’, Šumarski list 135(3-4): 113-126. 

Kutnar L., Ódor, P., van Doort, K. (2002) ‘Vascular plants on beech dead wood in two 

Slovenian forest reserves’, Zbornik gozdarstva in lesarstva 69:135-153. 

Kutnar, L., Kobler, A., Bergant, K. (2009) ‘The impact of climate change on the expected 

spatial redistribution of forest vegetation types’, Zbornik gozdarstva in lesarstva 89: 33–42. 

Lasch, P., Linder, M., Erhard, M., Suckow, F., Wenzel, A. (2002) ‘Regional impact assessment 

on forest structure and functions under climate change-the Brandenburg case 

study’, For. Ecol. Manage. 162(1): 73-86. 

Lesnik, T., Matijašić, D. (2006) ‘Wälder Sloweniens’, Forst und Holz 61: 168–172. 

Lexer, M.J., Honninger, K., Scheifinger, H., Matulla, C., Groll, N., Kromp-Kolb, H., 

Schadauer, K., Starlinger, F., Englisch, M. (2002) ‘The sensitivity of Austrian forests to 

scenarios of climatic change: a large-scale risk assessment based on a modified gap model 

and forest inventory data’, For. Ecol. Manage. 162(1): 53-72. 

Maracchi, G., Sirotenko, O., Bindi, M. (2005) ‘Impacts of present and future climate 

variability on agriculture and forestry in the temperate regions: Europe’, Climatic Change 

70(1-2): 117-135. 

Martínez-Vilalta, J., Pińol, J. (2002) ‘Drought induced mortality and hydraulic architecture 

in pine populations of the NE Iberian Peninsula’, For. Ecol. Manage. 161(1-3): 247- 

256. 

Mátyás, Cs., Berki, I., Czúcz, B., Gálos, B., Móricz, N., Rasztovits, E. (2010) ‘Future 

of beech in Southeast Europe from the perspective of evolutionary ecology’, Acta Silv. & 

Lign. Hung. 6: 91-110


Lign. Hung. 6: 91-110 

Mavsar, R., Kutnar, L., Kovač, M. (2005). ‘Slovenia’, pp. 263-278 in M. Merlo and L. 

Croitoru (eds) Valuing Mediterranean Forests : towards total economic value. CABI publishing, 

McCarthy, J.J., Canziani, O.F., Leary, N.A., Dokken, D.J., White, K.S. (eds) (2001) Climate 

Change 2001: impacts, adaptation and vulnerability. Contribution of Working Group 

II to the Third Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change 

(IPCC). Cambridge, UK: Cambridge University Press. 

Metzger, M.J., Leemans, R., Schröter, D., Cramer W.and the ATEAM consortium (2004) 

The ATEAM Vulnerability Mapping Tool. Quantitative Approaches in System Analysis 

No. 27. Wageningen, C.T. de Witt Graduate School for Production Ecology and Resource 

Conservation, Wageningen, CD ROM. 

Mindas, J., Skvarenia, J., Strelkova, J., Priwitzer, T. (2000) ‘Influence of climatic changes 

on Norway spruce occurrence in the West Carpathians’, J. Forest Sci. 46(6): 249-259. 

MNRRF (2003) Forest Fund of Russia (according to State Forest Account by state on 

January 1, 2003). Moscow: Ministry of Natural Resources of Russian Federation. 

Moriondo, M., Good, P., Durao, R., Bindi, M., Gianakopoulos, C., Corte-Real, J. (2006) 

‘Potential impact of climate change on fire risk in the Mediterranean area’, Clim. Res. 

31(1): 85-95. 

Mouillot, F., Rambal, S., Joffre, R. (2002) ‘Simulating climate change impacts on fire- 

frequency and vegetation dynamics in a Mediterranean-type ecosystem’, Glob. Change 

Biol. 8(5): 423-437. 

Ódor, P., van Doort, K. (2002) ‘Beech dead wood inhabiting bryophyte vegetation in 

two Slovenian forest reserves’, Zbornik gozdarstva in lesarstva 69:155-169. 

Ogris, N., Jurc, D., Jurc, M. (2006) ‘Spread risk of Eutypella canker of maple in Europe’, 

OEPP/EPPO Bulletin 36 (3): 475–485. 

Ogris, N., Jurc, M. (2010) ‘Sanitary felling of Norway spruce due to spruce bark beetles 

in Slovenia: A model and projections for various climate change scenarios’, Ecological 

Modelling, 221(2): 290–302. 

Parmesan, C., Yohe, G.A. (2003) ‘A globally coherent fingerprint of climate change impacts 

across natural systems’, Nature 421: 37–42. 

Pausas, J.G. (2004) ‘Changes in fire and climate in the eastern Iberian Peninsula (Mediterranean 

basin)’, Climatic Change 63(3): 337-350. 

Peńuelas, J., Boada, M. (2003) ‘A global change-induced biome shift in the Montseny 

mountains (NE Spain)’, Glob. Change Biol. 9(2): 131-140. 

Pereira, M.G, Trigo, R.M., da Camara, C.C., Pereira, J.M.C., Leite, S.M. (2005) ‘Synoptic 

patterns associated with large summer forest fires in Portugal’, Agric. For. Meteorol. 

129(1-2): 11–25. 

Peuke, A.D., Schraml, C., Hartung, W., Rennenberg, H. (2002) ‘Identification of 

drought-sensitive beech ecotypes by physiological parameters’, New Phytol. 154(2): 373– 

387. 

Piškur, B., Pavlic, D., Slippers, B., Ogris, N., Maresi, G., Wingfield, M.J., Jurc, D. (2011) 

‘Diversity and pathogenicity of Botryosphaeriaceae on declining Ostrya carpinifolia in 

Slovenia and Italy following extreme weather conditions’, Eur. J. Forest Res. 130(2): 235- 

249. 

Polemio, M., Casarano, D. (2004) Rainfall and Drought in Southern Italy (1821-2001). 

UNESCO/IAHS/IWHA. 

85

86 


Pretzsch, H., Dursky, J. (2002) ‘Growth reaction of Norway Spruce (Picea abies (L.) 

Karst.) and European beech (Fagus sylvatica L.) to possible climatic change in Germany. 

A sensitivity study’, Forstwirtschaft Centralblatt 121: 145-154. 

Rial J.A, Pielke, S.R.R.A., Beniston, M., Claussen, M., Canadell, J., Cox, P., Held, H., 

De Noblet-Ducoudré, N., Prinn, R., Reynolds, J.F., Salas, J.D. (2004) ‘Nonlinearities, feedbacks 

and critical thresholds within the earth’s climate system’, Clim. Change 65: 11-38. 

Santos, F.D., Forbes, K., Moita R. (eds) (2002) Climate Change in Portugal: Scenarios, 

Impacts and Adaptation Measures. Lisbon: SIAM project report. 

Schröter, D., Cramer, W., Leemans, R., Prentice, I.C., Araújo, M.B., Arnell, N.W., Bondeau, 

A., Bugmann, H., Carter, T.R., Gracia, C.A., de la Vega-Leinert, A.C., Erhard, M., 

Ewert, F., Glendining, M., House, J.I., Kankaanpää, S., Klein, R.J.T., Lavorell, S., Linder, 

M., Metzger, M.J., Meyer, J., Mitchell, T.D., Reginster, I., Rounsevell, M., Sabaté, S., Sitch, 

S., Smith, B., Smith, J., Smith, P., Sykes, M.T., Thonicke, K., Thuiller, W., Tuck, G., Zaehle, 

S., Zierl, B. (2005) ‘Ecosystem service supply and vulnerability to global change in Europe’, 

Science, 310(5752): 1333-1337. 

Shaver, G.R., Canadell, J., Chapin III, F.S., Gurevitch, J., Harte, J., Henry, G., Ineson, 

P., Jonasson, S., Mellilo, J., Pitelka, L., Rustad, L. (2000) ‘Global warming and terrestrial 

ecosystems: a conceptual framework for analysis’, Bioscience 50(10): 871- 882. 

Shiyatov, S.G., Terent’ev, M.M., Fomin, V.V. (2005) ‘Spatiotemporal dynamics of forest 

tundra communities in the polar Urals’, Russian J. Ecol. 36(2): 69-75. 

Skoberne, P. (2004) ‘Strokovni predlog za omrežje Natura 2000 (Expertise proposal for 

Natura 2000 network)’, Proteus 66: 400-406. 

Thomas C.D., Cameron, A., Green, R.E., Bakkenes, M., Beaumont, L.J., Collingham, 

Y.C., Erasmus, B.F.N., de Squeira, M.F., Grainiger, A., Hannah, L., Hughes, L., Huntley, B., 

van Jaarsfeld, A.S., Midgley, G.F., Miles, L., Ortega-Huerta, M.A., Peterson, A.T., Phillips, 

O.L., Williams, S.E. (2004) ‘Extinction risk from climate change’, Nature 427(6970): 145- 

148. 

Trinajstić, I. (2008) Biljne zajednice Republike Hrvatske (Plant communities of Croatia). 

Zagreb: Akademija šumarskih znanosti. 

Von Storch H., Zorita, E., Jones, J., Dimitriev, Y., González-Rouco, F., Tett, S. (2004) 

‘Reconstructing past climate from noisy data’, Science 306(5696): 679–682. 

Walther, G.R. (2003) ‘Plants in a warmer world’, Perspective in Plant Ecology, Evolution 

and Systematics 6(3): 169-185. 

White, A., Cannel, M.G.R., Friend, A.D. (2000) ‘The high-latitude terrestrial carbon 

sink: a model analysis’, Glob. Change Biol. 6(2): 227-246. 

Wraber, M. (1969) ‘Pflanzengeographische Stellung und Gliederung Sloweniens’, Vegetatio, 

The Hague 17: 176-199.

A PAISAGEM COM BAMBUS NA FLORESTA ATLÂNTICA BRASILEIRA: CA- 

RACTERIZAÇÃO E MAPEAMENTO COM IMAGENS DE ALTA-RESOLUÇÃO 

Summary 

LUCIANA SPINELLI DE ARAUJO & JOÃO ROBERTO DOS SANTOS 

The different vectors of the natural and anthropogenic disturbance caused changes in the 

floristic composition and physiognomic-structural patterns of forest cover. The Atlantic 

Forest shows, among the effects of such disturbance of the physical environment, the occurrence 

of bamboo formations. This study is based on a historical occurrence of this event 

together with the analysis of high resolution satellite images. It demonstrates the investigative 

capacity for the characterization and mapping of bamboo enclaves in the forest types, 

and provides information to understand the landscape dynamics of the Atlantic domain. 

1. Introdução 

A 

Floresta Atlântica é um expressivo conjunto de ecossistemas que abriga uma significativa 

diversidade biológica, distribuída predominantemente ao longo de uma 

faixa paralela à costa brasileira, desde o Estado do Rio Grande do Norte até o Estado do 

Rio Grande do Sul, estendendo-se ainda para áreas interioranas nas regiões sudeste e sul 

do país. Com uma extensão original de cerca de 1.3 milhões de Km2, o que correspondia 

a 15% do território brasileiro, diferentes ciclos históricos de exploração - ouro, cana-deaçúcar, 

café - tornaram esse domínio Atlântico bastante degradado e a pressão de novos 

ciclos econômicos, de desenvolvimento e de integração nacional, com a instalação de 

processos de urbanização e industrialização, reduziu a área a apenas 8% de seu domínio 

(Fundação SOS Mata Atlântica; INPE, 2009). Resultados de pesquisas sobre cenários futuros 

dos impactos das mudanças climáticas sobre a diversidade da Floresta Atlântica, 

demonstrando a alarmante redução na área que algumas espécies poderão ocupar, bem 

como um deslocamento da ocorrência atual em direção ao sul do Brasil (Colombo e Joly, 

2010), evidenciam a necessidade de conhecimento e preservação desses remanescentes. 

Altamente fragmentados, alguns trechos da Floresta Atlântica têm sido protegidos 

como Unidades de Conservação, auxiliando na preservação da biodiversidade e do 

patrimônio cultural das comunidades tradicionais ali existentes. Dentre essas áreas encontra-se 

o Contínuo de Paranapiacaba, localizado ao sul do Estado de São Paulo e formado 

por quatro unidades de conservação que somam cerca de 150 mil hectares de vegetação 

composta quase que integralmente de Floresta Ombrófila Densa. Nessa região, contudo, 

recentes diagnósticos em campo apoiados com fotos aéreas identificaram extensas áreas 

de florestas com domínio de bambus (São Paulo, 2007), formações não consideradas em 

levantamentos anteriores (Biota/Fapesp, 2008). Dentre as muitas particularidades da Floresta 

Atlântica, a ocupação dominante por bambus nativos ganha evidência pelo impacto 

que causa na regeneração da vegetação, reduzindo a diversidade local, e pela sua possível 

expansão nesses fragmentos, indicando a necessidade de mapeamento da distribuição e 

monitoramento dessas formações florestais em escala compatível com esta paisagem.

88 


Atualmente, dados de satélite têm sido ferramentas essenciais para o levantamento dos 

recursos naturais do território brasileiro, otimizando trabalhos de campo e embasando 

diretrizes de políticas públicas e tomadas de decisão no meio ambiental. Nessa oportunidade 

apresentamos alguns dados enfocando a análise e discussão da potencialidade de 

imagens de alta-resolução na caracterização e mapeamento dessa paisagem com bambus 

na Floresta Atlântica, como parte de um projeto para a análise da distribuição espacial e 

temporal das florestas com bambus nesse domínio. 

2. A paisagem com bambus na Floresta Atlântica 

Pertencentes à Família Poaceae, os bambus são componentes típicos da Floresta Atlântica. 

Devido as suas características de rápida colonização a partir dos rizomas e aos hábitos 

invasivos, bambus e bambusóides podem ocupar o nicho de arbustos e árvores pioneiras 

(Tabarelli e Mantovani, 1999), interferindo assim na regeneração florestal. Os bambus 

possuem um longo período vegetativo, geralmente entre 20 e 60 anos, culminando na 

etapa de reprodução sexuada com elevada produção de sementes e mortalidade maciça da 

população (Janzen, 1976), o que restringe o conhecimento dos ciclos de vida dessas plantas 

a poucas espécies. Essas características de propagação associadas possibilitam seu estabelecimento 

dominante, resultando em padrões diferenciados da paisagem, sendo fundamental 

o entendimento dos aspectos ecológicos associados a essas florestas com bambus 

em estudos de dinâmica florestal. Conforme Griscom e Ashton (2002), nesse ambiente 

a vegetação possui menor área basal, maior mortalidade de plântulas, menor biomassa 

aérea e os solos apresentam menor teor de umidade comparado às florestas sem bambus. 

Para esses autores, a competição das raízes e o atrito mecânico com os bambus são fatores 

que afetam a dinâmica sucessional dessas florestas, impedindo o recrutamento das espécies 

típicas pioneiras. 

Pela extensão, estado de conservação e por abrigar rica biodiversidade, o Contínuo de 

Paranapiacaba é considerada uma região bastante significativa da Floresta Atlântica. No 

caso do Parque Estadual Intervales, incluso nessa região do Contínuo entre as coordenadas 

24o12’ a 24o32’ de latitude sul e 48o03’ a 48o32’ de longitude oeste, os cerca de 40 mil 

hectares de vegetação apresentam intensas alterações associadas à ocorrência dominante 

de bambus. Entre setembro e dezembro de 2006, um total de 110 pontos georreferenciados 

foi coletado em Intervales para caracterização dos aspectos fisionômico-estruturais da 

vegetação, tais como altura e dominância do dossel, número de estratos, ausência/presença 

de sub-bosque, e indicação da ocorrência ou não de bambu e sua condição fenológica, 

permitindo assim uma adequada estratificação temática da paisagem local. 

Para o levantamento detalhado dessa paisagem com bambus, foi selecionada uma 

secção norte de 2300 hectares desse Parque (Figura 1), caracterizada por um intenso 

histórico de perturbações naturais e antrópicas no período anterior a criação dessa Unidade 

de Conservação. A precipitação média mensal nessa região é de 1500-1600 mm, com 

ua temperatura anual média de 14º a 18º C, predominando a floresta ombrófila densa associada 

aos neossolos litólicos. 

Em uma breve descrição da paisagem pode-se mencionar que duas espécies de bambus 

(Figura 2) predominam na área - Guadua tagoara (Nees) Kunth (localmente conhecido 

como taquaruçu) e Chusquea oxylepis (Hack.) Ekman (criciúma). O hábito escandente 

do Guadua tagoara causa danos físicos aos indivíduos arbóreos, modificando a estrutura 

florestal, principalmente na ocasião do tombamento dos colmos. Já no caso de Chusquea

Luciana Spinelli de Araujo & João Roberto dos Santos 

oxylepis, o sombreamento causado pela maior cobertura foliar, similar a um tapete sobre 

o dossel, ocasiona variações de luminosidade e temperatura no interior da floresta, o que 

pode interferir no processo de regeneração da vegetação. 

Figura 1. (a) Representação do domínio original de Floresta Atlântica e atuais remanescentes com 

limites do Brasil e estados (Fundação SOS Mata Atlântica; INPE, 2009), (b) localização do Parque 

Estadual Intervales (PEI) no estado de São Paulo e (c) detalhe da área de estudo (em amarelo) na 

imagem QuickBird (R4G2B1). 

Em Intervales, as etapas de reprodução sexuada e mortalidade desta espécie de Guadua 

ocorreram ao longo dos 4 anos de observação, havendo na ocasião grupos ainda em estágio 

vegetativo, enquanto que, para Chusquea oxylepis, o período de floração mais recente 

ocorreu de 2005 a 2007 (Araujo, 2008). Ambas as espécies de bambus apresentam florescimento 

monocárpico, com abertura de extensas clareiras na floresta após mortalidade 

maciça do bambuzal. 

Figura 2. Bambus dominantes: (a), (b) e (c) Guadua tagoara (Nees) Kunth e (d) Chusquea oxylepis 

(Hack.) Ekman. 

89

90 


As perturbações antrópicas que ocorreram no Parque, realizadas historicamente e de 

modo intensivo e recorrente relacionadas às atividades de roça e exploração de palmito 

(Euterpe edulis), parecem refletir nas características fisionômico-estruturais da tipologia 

florestal atual, facilitando a colonização e o estabelecimento dos bambus e interferindo no 

processo natural de sucessão. Um modelo generalizado (Figura 3) representa a associação 

de fatores de perturbação, com eventos naturais e antrópicos funcionando como agentes 

facilitadores do estabelecimento de bambuzais, enquanto a manutenção dessa dominância 

é facilitada pelas próprias características de crescimento e reprodução dos bambus 

(Araujo, 2009). No caso de Intervales, eventos climáticos extremos como uma geada em 

1975, que afetou bastante a vegetação da região, podem ter sido um dos catalisadores da 

ampliação da área de abrangência natural dos bambus. 

Figura 3. Modelo de dominância de bambus na Floresta Atlântica. Fonte: Araujo (2009). 

3. Imagens de alta-resolução no mapeamento da paisagem com bambus 

Dados de sensoriamento remoto especificamente para o estudo de áreas com presença 

de bambus possibilitam o monitoramento das alterações contínuas dessa formação, sendo 

a solução empregada para o inventário em regiões onde o acesso ao interior de florestas é 

dificultado pela alta densidade de bambus (RMSI, 2004). No Brasil, trabalhos utilizando 

técnicas de sensoriamento remoto em estudos de bambus vêm sendo realizados no sudoeste 

da Amazônia, onde são extensas as áreas dominadas pelo gênero Guadua (Nelson 

et al., 2006). Essa paisagem ocupa mais da metade do Estado do Acre, com duas espécies 

dominantes - Guadua weberbaueri Pilger e Guadua sarcocarpa Londoño & Peterson (Silveira, 

1999). Utilizando uma série temporal de imagens MSS e TM/Landsat e MODIS/ 

TERRA, Nelson e Bianchini (2005) monitoraram o ciclo de vida da população de bambus 

do gênero Guadua no Estado do Acre, acompanhando dois eventos de mortalidade da 

população, em 1976 e em 2003-2004, possibilitando o conhecimento sobre os ciclos reprodutivos 

dessas espécies. 

No Contínuo de Paranapiacaba, por sua vez, observações de campo evidenciam cla-


reiras ocupadas por diferentes espécies de bambus, ocorrendo juntamente com áreas de 

floresta densa. Este mosaico da paisagem, aliado às características da topografia da região, 

extremamente montanhosa, dificultam o mapeamento com o emprego tradicional de imagens 

de média resolução espacial. Assim, imagens de alta-resolução surgem como um 

produto importante no estudo dessas áreas florestais com ocorrência de bambus. 

Nessa região de Intervales, as atividades de caracterização e mapeamento com as imagens 

de alta-resolução QuickBird (modo Standard 2A, com 5 bandas espectrais – 1 PAN, 

resolução espacial de 0,6m e 4 MS com resolução espacial de 2,4m, datada de 19 de maio 

de 2006) foram apoiadas por um banco de dados formados por registros históricos da 

área (1962-2000) e um conjunto descritivo de campo com levantamento das paisagens 

dominantes, referentes a quatro anos de coleta e monitoramento (2004-2008), conforme 

descrito em Araujo (2008). 

No processamento das imagens QuickBird, realizado no software ENVI 4.1, foi empregado 

o método de fusão de imagens, através de Principais Componentes, permitindo 

integrar a alta-resolução espacial da banda pancromática com as informações espectrais 

das demais bandas. Essa imagem fusionada, gerada com resolução espacial de 0,6 m, foi 

posteriormente registrada através do procedimento de reamostragem pelo vizinho mais 

próximo, para se obter uma acurácia de 3 pixels, tendo como base um mosaico semicontrolado 

de fotografias áreas na escala de 1:35.000. 

A partir das informações do banco de dados, foi então estabelecida uma chave de interpretação 

considerando os diferentes padrões encontrados na imagem QuickBird, baseado 

em parâmetros de interpretação visual, através da análise dos aspectos de textura e cor, 

associados às informações estruturais da vegetação, como porte e densidade do dossel, 

além da informação sobre dominância de bambus. Essas informações nortearam a interpretação 

visual da imagem, realizada no ArcGis 9.2 com escala aproximada de 1:5.000, e 

geração do mapa temático. O desempenho do mapeamento foi avaliado a partir da análise 

da matriz de confusão, conforme Congalton et al.(1983) e Landis e Koch (1977), com o respectivo 

coeficiente Kappa gerado em função de 45 pontos de campo utilizados para teste. 

Nessa paisagem fragmentada da Floresta Atlântica, reflexo das diversas perturbações 

históricas, diferentes estágios de sucessão secundária, por vezes com dominância de bambus, 

ocorrem juntamente com áreas de floresta mais densa. Considerando esses diferentes 

padrões identificados em campo, a caracterização da paisagem na análise do produto fusionado 

QuickBird foi elaborada com 9 classes de cobertura da terra (Figura 4). 

Em relação às classes com estrutura florestal, a dominância do dossel por bambus ou 

indivíduos arbóreos acarreta em variações nos padrões tonais e texturais da imagem de 

alta-resolução. As áreas de florestas mais densas, associadas em grande parte às formações 

da Floresta Ombrófila Densa Montana, apresentam-se na imagem fusionada QuickBird 

com variações de intensidade de coloração vermelho-escura e textura rugosa, devido aos 

diversos estratos e presença de indivíduos emergentes e ao efeito do sombreamento ocasionado 

pela localização nos topos e encostas de morros e pela heterogeneidade do dossel. 

A classe capoeirão, localizada em áreas menos inacessíveis, apesar de características 

florísticas similares às florestas densas, apresenta o dossel ligeiramente mais homogêneo 

pela ausência de indivíduos emergentes, com textura menos rugosa e com coloração mais 

clara. 

Em situações que os bambus atingem e dominam o dossel florestal, tem-se um aspecto 

mais homogêneo, de textura mais fina, possibilitando a identificação de esparsas manchas 

com bambus em meio à floresta mais densa. As variações de tons e texturas nas classes 

91

92 


com bambus são relacionadas, principalmente, às suas fases fenológicas. As áreas dominadas 

por bambus em estágio vegetativo representam a classe mais crítica para mapeamento 

por possuírem características por vezes próximas às classes de vegetação sem bambu. 

Figura 4. Caracterização da paisagem nas imagens QuickBird (composição R4G2B1 – banda 4 no 

vermelho, banda 2 no verde e banda 1 no azul). Fonte: Araujo (2008). 

Nesse estágio, o bambu muitas vezes ainda não domina integralmente o dossel florestal, 

havendo influência de indivíduos arbóreos na sua resposta espectral. Durante o estágio 

reprodutivo, período de floração e frutificação, as folhas dos bambus ficam amareladas, 

sendo facilmente discriminadas na imagem pela cor alaranjada e textura menos rugosa. 

Com o término do ciclo reprodutivo há maciça mortalidade da população, resultando em 

amplas clareiras com grande volume de biomassa seca, que posteriormente são recolonizadas 

por outras espécies de bambus, recomeçando o ciclo de dominância. 

Apesar das estratégias de estabelecimento distintas, ambas as espécies de bambus dominantes 

originam um padrão estrutural semelhante, caracterizado por dossel descontínuo 

e baixa densidade de indivíduos arbóreos de médio e grande porte. A similaridade estrutural 

da vegetação, aliada à sobreposição dos ciclos reprodutivos dessas espécies, dificulta 

o estabelecimento de padrões distintos para as espécies na imagem QuickBird. 

O resultado da interpretação da imagem fusionada QuickBird apresentou um desempenho 

temático adequado, com valor de Kappa de 0,85 e variância de 0,0035. O mapa de 

cobertura da terra gerado (Figura 5) possibilita avaliar a espacialização das classes, que 

forma um mosaico composto pela vegetação em diferentes estágios de sucessão, muitas 

delas com ocorrência dominante de bambus em diferentes fases de vida. 

A delimitação das manchas com bambus na imagem QuickBird, associadas predominantemente 

às presenças de G. tagoara e C. oxylepis, demonstram a formação de 

‘blocos’ com bambus em diferentes fenofases, que se expandiriam lentamente de forma


agregada, conforme características de rizomas paquimórficos (Makita, 1998). Diferente 

da Amazônia, onde cada população de bambus internamente sincronizada ocupa extensas 

áreas, entre 102 a 104 km2, detectadas quando da mortalidade maciça com imagens 

TM/Landsat e MODIS (Nelson et al., 2006), em Intervales as manchas com domínio de 

bambus ocupam áreas de 0,15 a 0,30 km2, não sendo portanto passíveis de identificação 

com sensores de média resolução, independente do estágio fenológico. 

Figura 5. Distribuição espacial das classes de cobertura da terra em secção do Parque Estadual Intervales. 

Fonte: Araujo (2008). 

4. Considerações Finais 

A Floresta Atlântica é formada por um mosaico de paisagens distintas referentes às 

suas diversas fisionomias, incluindo formações identificadas apenas em escalas detalhadas 

de trabalho, como as florestas com bambu recentemente diagnosticadas no Contínuo 

de Paranapiacaba, estado de São Paulo. No Brasil, de modo geral, há uma escassez de 

informações sobre os bambus existentes, principalmente em relação à taxonomia, à ecologia 

e aos registros de ocorrência nas diversas fisionomias de vegetação, dados essenciais 

para análises da sua distribuição, dinâmica e estratégia de ocupação. Os recentes levantamentos 

evidenciaram a necessidade de conhecimento das características peculiares dessa 

formação, importante para o planejamento de políticas públicas visando à conservação e 

preservação dos fragmentos da Floresta Atlântica já naturalmente vulneráveis. 

Os padrões da paisagem relacionados à ocorrência e dinâmica das diferentes espécies 

de bambus acarreta uma diversidade de padrões espectrais identificados nas imagens 

QuickBird, possibilitando delimitar grandes clareiras ocupadas por populações de 

bambus internamente sincronizadas e acompanhar os ciclos fenológicos das espécies 

93

94 


dominantes. O conhecimento dos aspectos ecológicos da tipologia florestal com bambus, 

aliado às informações históricas e documentais da área, é fundamental ao entendimento 

da dinâmica da vegetação dessa região de Floresta Atlântica, concomitante ao uso de imagens 

de alta-resolução, que são ferramentas úteis nesses estudos, auxiliando nos processos 

de inventário e monitoramento florestal, em escala compatível à expansão desse evento 

estudado. 

Agradecimentos 

Os autores agradecem o suporte recebido da FAPESP através dos processos 03/12485-7, 

04/13047-6 e 99/09635-0, além do apoio da ESALQ/USP, Fundação Florestal de São Paulo 

e Instituto Florestal de São Paulo. 

REFERÊNCIAS 

Araujo, L. S. (2009): “As (fascinantes) Florestas com Bambus”, Scientific American 

Brasil, 86, 68-73. 

Araujo, L.S. (2008): Padrões e condicionantes da dinâmica da paisagem na floresta com 

bambus do Parque Estadual Intervales, SP. ESALQ, Universidade de São Paulo. 

Biota/Fapesp. Atlas Sinbiota. http://sinbiota.cria.org.br/atlas/. [consulta: janeiro de 

2008]. 

Colombo, A.F.; Joly, C.A. (2010): “Brazilian Atlantic Forest lato sensu: the most ancient 

Brazilian forest, and a biodiversity hotspot, is highly threatened by climate change”. 

Braz. J. Biol., 70(3). http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S1519- 

69842010000400002&lng=en&nrm=iso. [consulta: janeiro de 2011]. 

Congalton, R.G.; Oderwald, R.G.; Mead, R.A. (1983): “Assessing Landsat classification 

accuracy using discrete multivariate analysis statistical techniques”, Photogrammetric Engineering 

and Remote Sensing, 49(12), 1671-1678. 

Fundação SOS Mata Atlântica; INPE. (2009): Atlas dos remanescentes florestais da 

Mata Atlântica: período 2005-2008. http://mapas.sosma.org.br/dados/. [consulta: janeiro 

de 2011]. 

Griscom, B.W.; Ashton, P.M.S. (2002): “Bamboo control of forest succession: Guadua 

sarcocarpa in Southeastern Peru”, Forest Ecology and Management, 175: 445-454. 

Janzen, D.H. (1976): “Why bamboos wait so long to flower?”, Annual Review of Ecology 

and Systematics, 7, 347-391. 

Landis, J.; Koch, G.G. (1977): “The measurements of observer agreement for categorical 

data”. Biometrics, 33(3), 159-179. 

Makita, A. (1998): “The significance of the mode of clonal growth in the life history of 

bamboos”, Plant Species Biology, 13, 85-92. 

Nelson, B. W. ET al. (2006): “Florestas dominadas por tabocas semi-escandentes do 

gênero Guadua, no sudoeste da Amazônia”, Seminário Nacional de Bambu: Estruturação 

da Rede de Pesquisa e Desenvolvimento, Brasília, Proceedings, 49-55. 

Nelson, B.W.; Bianchini, M.C. (2005): “Complete life cycle of southwest Amazon bamboos 

(Guadua spp) detected with orbital optical sensors”, Simpósio Brasileiro se Sensoriamento 

Remoto, Goiânia, Anais, 1-8. 

RMSI. (2004): “GIS and remote sensing based inventory and application for bamboo


livelihood development”, World Bamboo Congress, New Delhi. http://www.rmsi.com/ 

PDF/Bamboo_congress_RMSI.pdf. [consulta: janeiro de 20081]. 

SÃO PAULO (2007): Plano de Manejo do Parque Estadual Carlos Botelho, São Paulo. 

Silveira, M. (1999): “Ecological aspects of bamboo-dominated forest in southwestern 

Amazonia: an ethnoscience perspective”, Ecotropica, 5, 213-216. 

Silveira, M. (2005): A floresta aberta com bambu no sudoeste da Amazônia: padrões e 

processos em múltiplas escalas, EDUFAC, Rio Branco. 

Tabarelli, M.; Mantovani, W. (1999): “Clareiras naturais e a riqueza de espécies pioneiras 

em uma Floresta Atlântica Montana”, Revista Brasileira de Biologia, 59, 251-261. 

95

HISTORIA ECOLÓGICA DE LA DEGRADACIÓN DE LOS BOSQUES Y RECUR- 

SOS NATURALES EN LA ARAUCANÍA CHILENA 

RENÉ MONTALBA, LEONARDO VERA & LORENA VIELI 

Resumen 

Se realizó una deconstrucción holística del proceso de creación del paisaje cultural de la 

Araucanía, determinando los objetivos y metas (determinantes de orden) de las actuaciones 

sobre los bosques, recursos naturales y el territorio, su origen y el impacto de éstas en la vida 

de la población mapuche. Se considera que las actuaciones más relevantes en la construcción 

de este paisaje cultural estarían influenciadas por determinantes de orden económicas 

y de producción, externos a los mapuche. Estas actuaciones habrían generado una profunda 

degradación de los bosques, transformación del paisaje y un alto impacto en la forma 

de vida mapuche, quebrando el acoplamiento estructural entre estos y su paisaje e iniciando 

procesos degradativos en sus predios. Contradiciendo la versión de organismos internacionales, 

se concluye que la principal causa degradación ambiental de La Araucanía no ha 

sido una alta población empobrecida, sino que más bien actuaciones relativas al desarrollo 

de actividades económicas con metas y objetivos externos a esta población. 


T ras poco más de 100 años La Araucanía ha pasado de tener un paisaje descrito 

como “selva impenetrable” (Bengoa, 1898; Peri, 1989; Verniory, 2001) a otro 

que muestra evidentes signos de deterioro ambiental, “de aspecto agónico” (Vera, 2009). 

En general los organismos internacionales (e.g. CMMD, 1991) consideran la pobreza, el 

atraso tecnológico y el aumento de la población como las principales causas de degradación 

ambiental en países en desarrollo. En Chile, los organismos públicos concuerdan 

con aquel argumento para explicar el deterioro ambiental en la Araucanía, y en especial en 

los terrenos de las comunidades mapuches (pueblo originario) (MIDEPLAN, 1999). Sin 

desconocer la relevancia que estos factores pudieran tener, se considera que existen otros 

elementos que explican de mejor forma este proceso y que permitirían ser más efectivos 

en la búsqueda y aplicación de soluciones. 

Los seres humanos han desarrollado técnicas de adaptación y uso del territorio, creando 

los patrones específicos de los campos, granjas, arboledas, áreas urbanas etc., lo cual 

dependió tanto de las condiciones naturales de territorio como de las condiciones socioeconómicas 

y culturales (Grigg, 1974). De esta forma, los objetivos y las actuaciones que 

se llevan a cabo sobre el territorio no son neutras: son el producto de una cultura y una 

organización social que al actuar sobre la organización natural, genera nuevos escenarios 

para la vida, lo cual a la vez afecta la vida misma. Los “paisajes culturales”, pueden entonces 

verse como el resultado contingente e históricamente variable de la interacción entre 

las fuerzas socioeconómicas y biofísicas en el territorio (Wrbka et al., 2004), o una coevolución 

entre lo humano y lo natural. 

Dado lo anterior, esta investigación pretende hacer una deconstrucción holística del 

paisaje cultural en la Araucanía, desde un paradigma ecológico (Röling, 2000; Mc Evoy,

98 


1993). Para el planteamiento científico de la deconstrucción del paisaje cultural, consideramos 

axiomáticamente que la naturaleza y el hombre se determinan recíprocamente 

en un contexto coevolutivo de “acoplamiento estructural” (Maturana y Mpodozis, 2000; 

Röling, 2000). Este acoplamiento se mantiene, o se destruye, por determinaciones mutuas 

que se articulan entre ambos a través de la tecnología (Gastó, 1980). Sin embargo, 

aunque el hombre construye el paisaje mediante el uso de la tecnología, estas actuaciones 

están determinadas por motivaciones y metas, que a su vez se expresan en el estilo de uso 

y ordenación del territorio. Estas “determinantes de orden” pueden ser diferenciadas en 

tres tipos: económicos de producción, ecológicos de la naturaleza y sociales de los actores 

(Gastó et al., 2009). 

Desde esta perspectiva, la comprensión del proceso de construcción del paisaje cultural 

de La Araucanía, en los distintos períodos históricos, se lograría a partir de la contextualización 

de la sociedad de La Araucanía (mapuche y chilena) en una realidad tecnológica y 

territorial determinada; y de la identificación del determinante de orden, su origen y del 

paisaje cultural resultante. De esta forma, resulta fundamental el esclarecer si el determinante 

de orden y las causas del deterioro de los agroecosistemas mapuches, emergen 

del desarrollo de la consistencia interna de su sociedad, y de la correspondencia entre su 

forma de actuar y la estructura de su medioambiente, o si es foráneo y afecta el acoplamiento 

estructural entre los mapuches y su entorno. No obstante a que el estudio se limita a 

un territorio particular, se considera que tanto el marco teórico como el enfoque utilizado, 

resultan particularmente útiles para analizar y buscar soluciones a temas intrínsecamente 

complejos como son los relativos al medio ambiente y desarrollo sustentable en áreas de 

interacción cultural y transformación del paisaje. 

2. Metodología 

Desde el punto de vista metodológico, este estudio fue realizado utilizando en forma 

complementaria técnicas de investigación cuantitativas, cualitativas y participativas. La 

recopilación de información estadísticas socioeconómicas, estado de los recursos, e historia 

en las distintas etapas analizadas, fue desarrollada durante los años 2001 y 2002. El 

trabajo en terreno referido a la verificación de información y trabajo con las comunidades 

mapuche fue realizado entre 2002 y 2004. 

Consideraciones respecto del territorio estudiado 

Ubicada aproximadamente a 700 km al sur de Santiago de Chile se encuentra la Región 

de La Araucanía. Esta Región correspondió al último territorio mapuche autónomo (hasta 

1883) y es el que concentra la mayor población rural mapuche del país (MIDEPLAN, encuestas 

CASEN 1996 y 2000; INE, Censo 2002). Cabe hacer notar que pese a que se trabaja 

en el contexto del territorio que geopolíticamente comprende la Región de La Araucanía, 

el principal foco de atención se refiere a un conjunto de “comunidades indígenas” que no 

alcanzan a ocupar siquiera un 10% de su superficie (Figura 1). Del mismo modo, parte 

importante de la información se obtuvo al nivel territorial de “sistema predial” y “localidades” 

y es proyectada hacia un nivel regional.


Figura 1: Mapa de ubicación de La Araucania en Chile, en el cual se muestra la superficie ocupada 

actualmente por comunidades mapuche. Elaboración propia. 

Análisis bibliográfico 

Se revisaron los relatos de cronistas, historiadores e investigadores para establecer 

el marco general histórico del estudio y buscar particularidades de la historia ecológica 

de los agroecosistemas y del paisaje cultural, privilegiándose información testimonial y 

fuentes históricas de primer orden. Para el análisis de la componente ecológica, se recopiló 

información acerca del territorio, sus características climáticas, geomorfológicas, edáficas 

y de cobertura vegetal, así como información respecto de su evolución en el período de 

estudio. El análisis de la dimensión económico-productiva se realizó utilizando fuentes 

testimoniales y bibliográficas relacionadas con la caracterización de los agroecosistemas 

y sus transformaciones, tanto en el propio sistema como fuera de éste. Por otro lado, para 

obtener los datos requeridos en relación con los cambios técnico-productivos de los sistemas 

estudiados y sus efectos, se hizo un análisis de los registros, documentos y estadísticas 

de organismos públicos, de informes y estudios del estado de la agricultura (en distintas 

épocas) en La Araucanía y de libros y documentos elaborados por colonias europeas luego 

de su llegada a la zona. 

Memoria histórica mapuche y antecedentes estructurales 

Para conocer la visión mapuche de este proceso de transformación ecológica, en general, 

y de su paisaje cultural, en particular, se realizaron entrevistas semiestructuradas a 40 

ancianos de diez comunidades mapuche de la zona de estudio. Esto fue complementado 

99

100 


con entrevistas grupales con integrantes de quince comunidades del territorio, y la participación 

en reuniones y asambleas con otras comunidades de la zona de estudio. 

Corroboración empírica de la información 

Por último, se realizó una observación directa cualitativa y cuali-cuantitativa en terreno 

como una forma de contrastar, complementar y verificar parte de la información obtenida 

con las entrevistas y la revisión de los distintos relatos, trabajos e investigaciones. Se 

dio énfasis especial al estado de los agroecosistemas en lo referente a la topología de sus 

componentes, su vulnerabilidad, la conservación de sus recursos naturales y su progresión 

y retrogradación. 

3. Resultados 

Transformaciones del paisaje cultural de La Araucanía 

Antecedentes respecto del periodo pre-reduccional 

A la llegada de los colonizadores españoles (1550) las 3.180.000 hectáreas del actual 

territorio de La Araucanía contaban con una población de aproximadamente de 300.000 

habitantes, pertenecientes principalmente al pueblo mapuche (Guevara, 1898; Bengoa, 

1991). A rasgos muy generales podemos considerar que la mayor parte del territorio se encontraba 

cubierto por bosques. Estos bosques “templados húmedos”, poseen abundantes 

hongos silvestre, plantas saprofitas y parásitas, frutos, tallos, pecíolos, etc., los cuales son 

comestibles (Valenzuela, 1981; Smith, 1997). Siendo los mapuche notables conocedores 

y consumidores de éstos (Guevara, 1898; Coña, 1973; Valenzuela, 1981; Smith-Ramirez, 

1997). Entre los productos que recolectaban la semilla de la conífera Araucaria Araucana 

tuvo un rol fundamental, siendo considerado por cronistas e historiadores como la harina 

básica de la alimentación mapuche (Guevara, 1898). Esta especie se encontraba presente 

en gran parte de La Araucanía, alcanzando una superficie mayor a 250.000 hectáreas 

(CONAF-CONAMA, 1999). Además, si se considera la alta productividad de esta especie 

(hasta 400 kg por hectárea al año) y el valor nutricional de su semilla (232 cal/100g; 9,6% 

proteína; 2,3% lípidos), su relevancia como fuente energética y nutricional es comparable 

a la del trigo (Muñoz, 1984; Caro, 1995; Tacón, 1998; Schmidt-Hebel et al.,1990). Como 

Guevara (18989) y Bengoa (1991) mencionan, la caza también jugaba un rol importante 

en la alimentación de los mapuches lo cual es plausible dada la alta abundancia y diversidad 

de animales existentes en los bosques (pudú, huemul, guanacos, perdices, tórtolas, 

torcazas, loros, etc.)(Rozzi et al., 1997). La pesca, por su parte, constituía otra actividad 

relevante. Los mismo autores mencionan que además de pescar, mariscar, y recoger algas 

marinas (cochayuyo, luche), los mapuches poseían botes de hasta 30 remeros, con los que 

incursionaban en las islas y recorrían fluidamente el litoral. Así también, la ganadería de 

llamas para crianza doméstica y autoconsumo estaba bastante expandida. En relación a la 

actividad agrícola, los mapuches se encontraban en un estado de desarrollo protoagrario, 

esto es, conocían la reproducción de vegetales en pequeña escala, pero no habían desarrollado 

aun una agricultura propiamente tal. Cultivaban patata, frijoles, maíz, quínoa, ají, 

y algunos cereales nativos menores. Al parecer, ellos habrían cultivado muy pequeñas superficies, 

destinadas sólo a suplementar los alimentos obtenidos por la caza y recolección.


Estos antecedentes estarían indicando que los mapuches se desarrollaban en un ambiente 

rico en recursos naturales, con suficientes medios alimenticios para sustentar una 

alta densidad de población, obteniéndolos mediante la recolección, caza, pesca, ganadería 

de subsistencia y agricultura en pequeña escala. En base a las crónicas y textos históricos 

revisados en este estudio, es posible reconocer numerosos indicadores que explicarían el 

bajo impacto de la actividad económico productiva en los recursos naturales. Tales indicadores 

son: (i) simpleza de las herramientas utilizadas(carecían de tracción animal, hacha, 

metal, ni uso del fuego para despeje de terrenos); (ii) las dimensiones y características de 

sus sistemas agrícolas, agroforestales y ganaderos, (iii) la abundancia de recursos naturales 

(alimenticios principalmente); (iv) la carencia de diferenciación o formas de acumulación 

en su sistema social; (v) los referentes cosmovisionales en relación a la integración del 

mapuche con la naturaleza y el medio que lo rodea; (vi) y el estado de conservación de 

recursos naturales que hasta varios siglos después presentaba la Araucanía. 

La llegada de los “españoles” (1550) marca el inicio de la renombrada “Guerra de Arauco” 

(que duraría 300 años) y de un proceso de cambio en el sistema social y económico 

que se presentaba en La Araucanía mapuche (Guevara, 1898; Bengoa, 1991). En relación al 

sistema económico, entre los factores clave que impulsaron la transformación de estos sistemas 

se encuentra la incorporación de nuevas especies animales y vegetales que se adaptaron 

muy bien a las condiciones de la Araucanía. Dentro de las especies que adquieren 

mayor importancia en estos cambios destaca el caballo, el ganado vacuno y las ovejas y el 

trigo (Guevara, 1898; Bengoa, 1991). 

Con el tiempo se incrementó el comercio fronterizo entre “españoles” (o criollos) y 

los mapuches, utilizándose como medio de pago principal el ganado y en grado menor el 

trigo. El contacto con la sociedad colonial influyó en los gustos y costumbres mapuches, 

incorporándose una serie de productos provenientes del comercio. De esta forma, las sementeras 

adquirieron mayores dimensiones para dedicar el sobrante a la venta (intercambio), 

y la ganadería comienza a transformarse en la principal actividad mapuche, poseyendo 

un carácter mercantil. En definitiva, el sistema económico basado en la recolección 

de frutos, en la caza y la pesca, y en pequeñas superficies agrícolas, fue reemplazado por 

una economía fundamentada en el ganado vacuno, ovino y equino (Guevara, 1898; Bengoa, 

1991). 

Tal como se puede deducir de este período, el uso de los recursos naturales se intensifica 

en forma progresiva. El aumento de la presión por los recursos no estaría dado por un 

aumento de la población, ya que ésta había disminuido violentamente por enfermedades 

desde casi 300.000 personas a la llegada de los “españoles” a cifras cercanas a las 60.000 

(aumentando aproximadamente a 120.000 a mediados del siglo XIX) (Bengoa, 1991). Este 

aumento de la presión por los recursos puede explicarse por el aumento de las necesidades 

que trajo consigo el contacto con los españoles, y por la connotación que pasa a 

tener el ganado como medio de enriquecimiento y símbolo de estatus, permitiendo por 

tanto la “acumulación” de recursos. Pese a esta intensificación y expansión de la actividad 

económica, no hay registros que indiquen problemas de degradación de bosque, agua o 

suelo, a no ser en los alrededores de poblados españoles los cuales rápidamente eran deforestados, 

abiertos a la agricultura y paulatinamente sus suelos erosionados. 

No obstante que la economía y sociedad mapuche se encontraba profundamente transformada 

tras 300 años de contacto con españoles y criollos, al parecer la cosmovisión 

mapuche actuaba a favor de la conservación ambiental. Pese a la gran importancia que 

adquirió la crianza de ganado, no se tienen registros o relatos que indiquen que los ma- 

101

102 


puches despejaran zonas considerables de bosques para habilitar praderas o áreas de cultivo. 

Tampoco hay registros de que hubieran sobrepastoreado las praderas ni que hayan 

producido degradación de suelos por esta razón. Dentro de sus referentes cosmovisionales, 

no todo lo que produce el “mapu” debe ser para el hombre, sino que el hombre es 

sólo una parte de este “mapu” y se debe dejar parte de los recursos a los otros seres (naturales 

y sobrenaturales) que lo habitan (Quidel y Jineo, 1999; Caniullan, 2000). 

Pese a lo anterior, no se puede dejar de mencionar que la introducción de nuevas especies 

(tanto animales como vegetales) sin duda ocasionó graves pérdidas en cuanto a la 

ecodiversidad de los agroecosistemas mapuches. Esto debido al reemplazo de las especies 

autóctonas y sus sistemas de cultivo-crianza, por las introducidas (Torrejón y Cisternas, 

2002). En algunos casos se produjo la desaparición de los sistemas tradicionales y sus 

principales especies cultivadas (Latcham1936; Bullock 1958). Así también, la expansión 

de la actividad ganadera debió producir alteraciones en los patrones de regeneración del 

bosque y de las especies asociadas a éste, ya sea por daños directos, competencia con otros 

herbívoros, u otros mecanismos (Díaz et al., 1987; Torrejón y Cisternas, 2002). 

Periodo reduccional 

Al momento de declararse la independencia de la República de Chile (1810), el territorio 

mapuche gozaba de un estatus jurídico particular como consecuencia de los parlamentos 

realizados entre las autoridades mapuches y españolas, considerándose un reino 

independiente, aliado de España (Bengoa, 1991). Terminada la Guerra de la Independencia 

el gobierno chileno, preocupado de consolidar el país en el centro del territorio, dejó 

pendiente la cuestión indígena y la inclusión de La Araucanía al Estado de Chile (Vidal, 

2000). 

Desde el comienzo de la fiebre del oro en California (1848) y en Australia, Chile comenzó 

a ampliar sus superficies sembradas de trigo para abastecer estos mercados (Bauer, 

1970). Pese a que este mercado sólo duró hasta que California y Australia comienzan a 

autoabastecerse (a fines de la década de 1850), en 1865 comienza un nuevo período de 

alta demanda determinado por la Revolución Industrial y la necesidad de alimentar al 

naciente proletariado urbano. La principal demanda externa en este período proviene de 

Europa Occidental, especialmente de Inglaterra (Sepúlveda, 1959). Del mismo modo, la 

demanda interna aumenta bruscamente debido a la próspera actividad minera del desierto 

de Atacama, vinculada a la extracción y exportación del salitre, y las florecientes ciudades 

de Santiago y Valparaíso (Cariola y Sunkel, 1991). Las exportaciones de trigo durante toda 

la década de 1860 alcanzaron cifras de alrededor de los 1.5 millones de quintales anuales, 

llegando a 6,2 millones de quintales anuales en 1874 (Bauer, 1934). Esta producción no es 

el resultado de la tecnificación ni de cambios estructurales importantes en los métodos de 

cultivo, es la resultante de un notable aumento de los terrenos cultivados. 

Según datos aproximados (Bauer, 1970), entre 1850 y 1875 en Chile se pasó de unas 

120.000 ha a unas 450.000 ha destinadas a este cultivo. De esta forma, los requerimientos 

de más tierras para dedicarlas al cultivo del trigo y la existencia de terrenos vírgenes en La 

Araucanía, fueron los factores que determinaron la anexión de definitiva de estos territorios 

a Chile. 

El 4 de Febrero de 1866 todos los terrenos al sur del Bío-Bío fueron declarados, por 

ley, como fiscales, sin embargo dicha ocupación sólo se pudo hacer efectiva tras la derrota 

militar definitiva de los mapuches. De acuerdo a la Ley de Radicación de 1883, el Estado


de Chile, inspirado en California, decidió rematar, subastar o entregar esas tierras a 

colonos nacionales, extranjeros y miembros del ejército. (Guevara, 1898-1902; Bulnes, 

1985; Bengoa, 1991; Vidal, 2000). Así también se establece para los mapuches la política 

de reservas indígenas, es decir, se los radica en pequeños asentamientos (reducciones) 

a través de un título llamado “Título de Merced”. Entre 1884 y 1919 se entregaron 3.078 

Títulos de Merced sobre 475.000 ha, lo cual benefició a 78.000 mapuches (en promedio 

6,1 ha por persona). Se estima que otros 40.000 no fueron radicados (Guevara, 1898-1902; 

Bengoa, 1991; Aylwin, 2000; Vidal, 2000). 

La derrota militar y la radicación provocaron la transformación de la sociedad mapuche 

en una sociedad de campesinos pobres, implicó la pérdida de miles de cabezas de 

ganado, el despojo de los territorios de pastoreo y el fin de la actividad ganadera a gran 

escala. Pese a la reducción territorial y la eliminación de amplias zonas de bosques por 

los nuevos colonos, en gran parte del territorio mapuche las zonas boscosas residuales 

continuaron ocupándose para la recolección, la caza (siendo una fuente importante de alimentos) 

y como forraje de invierno para el escaso ganado que lograron mantener. Según 

relatos actuales de ancianos de la zona: 

F.C.N., 2001. Comunidad de Pantano: “Cuando éramos chicos salíamos a buscar 

muchas comidas naturales que salían solas por lo natural. Salíamos a buscar “naos”, 

“dihueñes”, nalcas, maquis, boldos, tallos de los colihues, avellanas, unas como habas 

y otras como arvejas silvestres, papas silvestres, rábanos y muchas otras cosas que no 

se sembraban. Antes también había venados libres, “luan” que estaban sueltos como 

pajarito, hartos pajaritos silvestres, gansos silvestres. Las quilas también eran muy importantes 

para los animales como forraje”. 

S.C.R., 2001. Comunidad Francisco Llanquinao: “Los más antiguos siempre nos conversaban 

que un dueño de casa guardaba no más un fardo o dos fardos. Mantenían a 

los animales detrás del campo no más y los llevaban a las montañas por las quilas y la 

usaban como forraje”. 

Con la llegada de los colonos y la transformación de terrenos forestales y ganaderos en 

cerealeros, en un comienzo se obtienen muy buenos rendimientos, independientemente 

de la pendiente del terreno. Esto indica la gran fertilidad presente originalmente en estos 

sitios. Sin embargo, luego el rendimiento decrece por el agotamiento de los recursos (principalmente 

la fertilidad de suelo), la erosión y la desertificación (Correa, 1938). La productividad 

de cereales fue decayendo en un comienzo en los sitios de altas pendientes, en 

los que se abandona forzosamente la actividad cerealera. En los sitios de menor pendiente, 

menos vulnerables, se continuó con el cultivo del trigo pero se hizo necesario aumentar 

progresivamente el input tecnológico (principalmente en lo referente a la fertilidad) para 

mantener los rendimientos. Según el relato actual de un nieto de los primeros colonos del 

sector cordillerano de Río Blanco: 

L.P., 2004. Valle de Río Blanco, Curacautín: “El trigo al comienzo nos rendía mucho. 

Más del 40 por uno. Independiente de si se sembraba en el faldeo o el llano. El primer 

potrero lo terminamos de limpiar en 1940 (plano y aluvial), y alrededor de 1955 el 

trigo ya no rendía. Entonces lo empezaron a abonar con guano rojo (estiércol de aves 

mineralizado) y comenzó a rendir igual que al principio. En 1965 había bajado el 

103

104 


rendimiento de nuevo y comenzaron a abonarlo con salitre. En 1970 comienzan a 

echarle además superfosfato triple. En 1985 había que echar el doble de abono, Aldrín 

y DDT pero ya no rendía y se abandonó mayoritariamente el cultivo porque ya no 

convenía”. 

Principalmente esto se debe a que la fertilidad original de los ecosistemas climácicos 

que encontraron los primeros colonos es finita, y se descarga mediante la apertura del 

bosque y el desarrollo de la agricultura (Nava et al. 1996). De esta forma, se produce 

una simplifica el sistema, y una pérdida irreversible de información (a escala de espaciotiempo 

humana) (Margalef, 1975; Gastó et al., 2002), los ciclos biogeoquímicos se abren y 

se produce una extracción neta de la fertilidad del suelo con cada cosecha sin que se produzcan 

aportes significativos (Gastó, 1980; Odum y Sarmiento, 1998). Según las palabras 

de un agricultor del secano interior de la región: 

O.B., 2004. Curacautín. “El trigo crecía al comienzo con la fuerza de la tierra. Después 

crecía sólo con la fuerza del abono. Hoy día el abono es muy caro y el trigo da muy 

poco, por lo que ya no se puede poner trigo”. 

Múltiples relatos actuales indican que, en la gran mayoría de los casos, la explotación 

de los recursos forestales de los terrenos reduccionales mapuches, así como su aprovechamiento 

agrícola inicial (en la etapa de mayor fertilidad), no fueron realizados por los 

propios mapuches. Éstos no poseían herramientas ni animales de trabajo para hacerlo. 

Fueron las empresas forestales y los colonos vecinos quienes arrendaron a precios módicos 

el terreno y la mano de obra indígena. Ellos hicieron uso de las prácticas agrícolas que 

conocían, las que resultaron especialmente inadecuadas para estos terrenos reduccionales, 

naturalmente frágiles por su excesiva pendiente y baja retención de nutrientes de sus suelos. 

Según lo relatan mapuches en la actualidad: 

F.M.C., 2001. Comunidad de Chanco: “Después que llegaron los chilenos los más antiguos 

arrendaban a la colonia. La colonia arrendaba y rozaba. La colonia empezó a 

explotar y a explotar y así se llevaron toda la fuerza de la tierra y se hizo loma. Las 

tierras estuvieron arrendadas mucho tiempo y sembraron muchas veces la tremenda 

loma.” 

DCH, 2001. Comunidad de Liucura: “Contaban los antiguos que al principio preferían 

trabajar al día a los gringos (extranjeros) que trabajar su tierra porque no tenían 

bueyes para trabajar, ni herramientas como arado, carreta, yugos, lanzones y cadenas. 

Todas esas cosas ellos no las tenían, las tenían los gringos. La gente vivía trabajando 

para los gringos y recolectando las cosas naturales.” 

S.P.C., 2001. Comunidad Collipulli: “Los mapuches de estos lados no sabíamos trabajar 

la tierra, ni teníamos herramientas ni animales, así que al principio fueron los 

gringos los que nos arrendaban los terrenos. A veces nos daban comida como pan o 

cuero de chancho; otras un poco de trigo, y otras un poco de plata. Ellos limpiaron los 

terrenos para sembrar y lo hicieron hasta que los mapuches aprendimos; pero ya el 

suelo tenía poca fuerza y la siembra no rendía igual.”.


En esta nueva situación los mapuches terminaron aprendiendo e imitando las técnicas 

y métodos agrícolas de los colonos que los rodeaban La Araucanía (Montalba, 2002), que 

se basaban en instrumentos muy básicos, barbechos muy largos y no se aplicaban fertilizantes 

(Gay 1973). Tanto estas prácticas como las herramientas que se utilizaban estaban 

hechas para la agricultura del valle central de Chile, de mayores extensiones y condiciones 

de distritos planos u ondulados menos vulnerables a la intensificación agrícola. Contrariamente, 

en la mayoría de los casos los mapuches estaban reducidos a pequeños terrenos 

con pendientes pronunciadas y alta vulnerabilidad. Respecto de la ganadería, pese a la utilización 

de estrategias como robar talaje a predios vecinos, buscar talaje en “los montes”, 

o la mediería; la tecnología de manejo ganadero (de carácter extensivo) fue aplicada en 

pequeñas superficies (generalmente colinas) que rápidamente se sobre pastorearon y erosionaron, 

perdiendo buena parte del poco valor productivo que aún conservaban. Los mapuches 

dejaron de arrendar sus tierras, pero siguieron ocasionándole los mismos daños 

que les ocasionarían los colonos al imitar su tecnología y sobre pastorearlas. 

No obstante lo anterior, se debe mencionar que este proceso degradativo fue mucho 

más intenso en los terrenos de los colonos nacionales y extranjeros. Mediante un proceso 

de roce a fuego y eliminación de los bosques, que aún cubrían la mayor parte de la región, 

los colonos comenzaron a limpiar grandes extensiones de terreno para acondicionarlas 

para la agricultura y sembrar trigo. Entre 1880 y 1910 en La Araucanía se devastaron más 

de 500.000 ha de bosque nativo y se degradaron gran parte de sus suelos (Opazo, 1910). 

Este período de colonización es uno de los procesos de deforestación más masiva y rápida 

registrados en Latinoamérica antes de la década de 1980 (Veblen, 1979). Conjuntamente 

con el proceso de deforestación, el uso continuado de prácticas inadecuadas (como el 

barbecho) erosionó de tal forma los suelos que la mayoría de las tierras agrícolas desaparecieron 

de la región en un plazo de alrededor de 30 años (Opazo, 1910). De esta forma, 

sólo en las primeras décadas de control chileno del territorio el impacto en los recursos 

naturales de la Araucanía (principalmente suelo, bosque, agua y diversidad) fue mucho 

mayor que al de toda la historia mapuche, aun considerando la época de contacto con los 

españoles. 

Tras la crisis de los años treinta hasta los años sesenta se aplica, a nivel nacional, el 

modelo de nacional desarrollismo. Este modelo busca fundamentalmente sustituir las 

importaciones nacionales por producción industrial interna para desarrollar al país. La 

Araucanía asumió el rol de abastecedora de mano de obra a bajo precio, con lo cual se da 

continuidad a un intenso ciclo extractivo, de degradación de los recursos naturales y de 

empobrecimiento de las condiciones de vida de su población. 

En los años sesenta, conjuntamente con el auge de la renombrada “revolución verde”, 

ocurre un cambio en la situación internacional y en el modelo político-económico de 

Chile. Mediante sistemas de transferencia tecnológica, créditos y subsidios estatales se 

produce una intencionada y profunda transformación en la gran, mediana y pequeña 

propiedad agrícola. Los mapuches adoptaron en mucha menor medida que los colonos 

estos paquetes tecnológicos, dado que eran altamente inadecuados para sus condiciones 

y características. Aunque una buena parte de los mapuches incorporaron rápidamente las 

“semillas mejoradas”, no disponían de capital para acceder a los otros insumos asociados 

al paquete tecnológico (fertilizantes, herbicidas, hormonas, maquinaria agrícola, redes de 

comercialización, etc.) ni disponían de los conocimientos para su adecuada utilización 

(Montalba, 2002). En general cultivaron estas variedades de cultivos (de semilla mejorada) 

confiando en sus prácticas tradicionales de mantención de la fertilidad y en la “fuerza 

105

106 


de la tierra”, con lo que agudizaron la degradación de sus recursos naturales prediales. Al 

igual que lo que ocurre en el caso de los mapuches, múltiples estudios desarrollados en 

distintas zonas de Latinoamérica, Asia y África, han mostrado que los primeros años tras 

la adopción de las nuevas “semillas mejoradas” los rendimientos se incrementan significativamente, 

provocando que su utilización se extienda rápidamente entre los agricultores; 

sin embargo, transcurridos algunos ciclos anuales bajo las mencionadas condiciones de 

cultivo, la situación se revierte en forma drástica ya que estas variedades dependen de altos 

niveles de insumos y capital y se llega a niveles productivos bastante inferiores a los de 

partida (Grigg, 1982; Hobbelik, 1992; Evans, 1993; Chrispeels y Sadava, 1994). 

A excepción de la incorporación de las semillas mejoradas y el uso, no generalizado, 

de algunos fertilizantes y pesticidas que éstas imponen, los niveles de tecnología agrícola 

mapuche no han variado notablemente en las últimas cinco ó seis décadas (fuerza de trabajo 

familiar o comunitaria, tracción animal, implementos agrícolas rústicos, pequeñas 

extensiones de cultivo, etc.). Sin embargo, lo que sí ha variado notablemente es el estado 

de conservación de los recursos naturales prediales, los que se han degradado y desertificado 

aceleradamente (Vera, 2009). A esto se suma un aumento de la población mapuche y 

un fuerte proceso de disminución y fragmentación de la superficie utilizable por ellos. De 

las aproximadamente 6 ha por persona asignadas en la radicación, en la actualidad se ha 

disminuido a sólo 2 ha por persona (Aylwin, 2000; Vidal, 2000). 

Otra de las aristas de los sistemas desarrollados tras la revolución verde es el aumento 

progresivo de los costos de producción y de los niveles de endeudamiento al exigir un 

nivel progresivamente mayor de insumos tecnológicos (especialmente fertilizantes, pesticidas 

y combustibles) sólo para mantener la producción (Altieri, 1999). Los agricultores 

de La Araucanía (descendientes de colonos y mapuches) que adoptaron estas prácticas y 

sistemas de cultivo no fueron la excepción (Figura 2). Aumentaron considerablemente los 

costos de producción y se gigantizó la escala de explotación, dejando al margen a los productores 

que no pueden crecer y que terminan vendiendo su mano de obra y, finalmente, 

vendiendo sus predios y emigrando a las ciudades (Vidal, 2000). 

Tras el golpe militar de 1973, la Junta Militar de Gobierno convirtió a Chile en el primer 

país latinoamericano en llevar a cabo una liberalización amplia de su mercado y en 

abrirse a la economía internacional. Se implementaron una serie de medidas económicas 

dirigidas a la privatización de las actividades productivas del sector público y la disminución 

del gasto de dicho sector, la apertura al comercio exterior, la atracción de capital 

extranjero y la liberalización de los precios internos y del sistema financiero. Se inició una 

total transformación de la economía, implementando el llamado “modelo exportador”. El 

éxito de este modelo se basó en la extracción masiva de productos derivados de la minería, 

la agricultura, la pesca y la explotación forestal, y su exportación como productos de bajo 

costo y bajo valor agregado (Altieri y Rojas, 1999). 

Entre otros muchos efectos en la economía nacional, la liberalización del mercado provocó 

una disminución de los precios internos del trigo (debido a que debe competir con 

los mercados internacionales, muchas veces subsidiados y con ventajas comparativas). Por 

otro lado, el brusco aumento del precio del dólar y del petróleo en los ochenta eleva los 

precios de los insumos y con ello los costos de producción. Con todo esto, la rentabilidad 

se deteriora a tal punto que la situación se torna insostenible hasta para la mediana y gran 

propiedad ganadero-cerealera. Con el 75% de la superficie erosionada y miles de hectáreas 

deforestadas, el ciclo extractivo de biomasa vegetal y fertilidad de suelo parece llegar a su 

límite. Sin embargo, las nuevas condiciones institucionales y macroeconómicas alentaron


el desarrollo de industrias forestales basadas en monocultivos para exportación, de especies 

exóticas de alto crecimiento. En Octubre de 1974 se dicta el Decreto Ley 701 de fomento 

forestal. Por medio de este instrumento, el Estado subsidia en un 75% los costos de 

las plantaciones forestales en terrenos calificados como preferentemente forestales. Estos 

estímulos al sector privado forestal, junto con la liberalización del comercio de la madera, 

produjeron un extraordinario crecimiento de las tasas de plantación. En este nuevo 

escenario, los vastos territorios degradados de La Araucanía fueron lugares ideales para 

el negocio forestal. Los endeudados agricultores vendieron grandes extensiones a las empresas 

forestales. Coherente con lo anterior, Según datos de INFOR (2002), en 2001 La 

Araucanía presentaba más de 366.000 ha de plantaciones forestales. 

Figura 2: Esquema general del proceso de degradación de suelo y pérdida de rentabilidad de los predios 

de la región de La Araucanía. Se entienden como factores determinantes de este proceso la reducción 

de la calidad y fertilidad natural del suelo, lo cual incrementa el requerimiento de nutrientes 

y otros insumos para mantener un nivel productivo. La diferencia en niveles de producción entre 

latifundio (empresarial) y minifundio mapuche estarían dado por potencial productivo de sus predios 

y acceso a capital y tecnología. La reducción de la calidad del suelo y requerimiento de insumos, 

incrementa los requerimientos de inversión por unidad de ingreso, lo cual se expresa en la reducción 

del “Retorno Marginal”. Elaboración propia. 

Pese a que se podría considerar que el incremento de las superficies con especies 

forestales ha favorecido la conservación del medio ambiente, cubriendo el suelo durante 

largo tiempo y protegiéndolo así de la erosión, lo cierto es que estas grandes y concentradas 

extensiones de cultivos forestales han sido asociadas a una serie de externalidades 

negativas, que superan con creces los posibles beneficios ambientales que pudieran traer 

(Cuadro 1). Gran parte de estas externalidades negativas, por su parte, han afectado seriamente 

las condiciones de vida de los mapuches y su cultura (Figura 3). 

107

108 


Externalidad Causa 

Destrucción del bosque nativo La sustitución de bosque por plantaciones de especies 

exóticas es una de las principales causas de 

destrucción del bosque nativo de Chile. Solo en La 

Araucanía (entre 1985 y 1994) esta sustitución ha 

afectado 30.958 hectáreas (Emanuelli 1997). 

Disminución de la biodiversidad El establecimiento de plantaciones de pinos y eucaliptos, 

muchas veces reemplazando bosque nativo, 

produce una gran reducción de la diversidad, 

ya que cambia sistemas que presentan más de 20 

especies arbóreas y múltiples estratos, por extensas 

zonas de monocultivos. 

Disminución de fuentes de agua superficiales y 

subterráneas 

Es un hecho probado por múltiples estudios (Bosch 

y Gadow, 1990; Duncan 1980, Huber y López, 1990; 

Huber et. al. 1998, van Lil et. al. 1980; Smith, 1987) 

que las plantaciones de pinos producen una reducción 

en las fuertes superficiales de agua que puede 

llegar a una reducción de hasta un 60% de los caudales 

en comparación a praderas y 30% comparados 

con bosque nativo. Del mismo modo, la napa 

subterránea de agua puede disminuir hasta 4 metros 

más en verano (comparado con pradera) (Huber 

y López, 1990). 

Degradación de suelos Contrapesando los mencionados efectos de protección 

contra la erosión, han sido estudiados una 

serie de problemas asociados con las plantaciones 

forestales que van desde problemas como la acidificación 

de suelos hasta su compactación (principalmente 

en la tala) y erosión (entre la tala y hasta los 

8 años de la nueva plantación . 

Cuadro 1: Algunas externalidades negativas asociadas a las plantaciones forestales en el sur de Chile. 

Elaboración propia. 

Figura 3: Impactos de la expansión forestal en las vidas de las familias mapuche de La Araucanía. 

Modificado de Montalba et al. 2005.


Junto con su alto impacto ambiental y social, la actividad forestal también ha producido 

un fuerte impacto en las frágiles economías mapuches, ya que junto con no incluirlos 

en la recepción de los beneficios económicos ofrecidos por el modelo, se ha producido un 

quiebre en las estrategias de subsistencia adoptadas en las distintas etapas del proceso de 

transformación del paisaje (Cuadro 2). 

Estrategia de subsistencia Factor que determina su ruptura 

Recolección de productos del bosque para consumo 

y venta 

Tala y sustitución del bosque nativo por plantaciones 

forestales (Emanuelli, 1997) 

Sistemas de mediería con predios vecinos El uso de pastos de vecinos de predios con superficies 

mayores o la siembra en la cual el mapuche 

utiliza su mano de obra y animales a cambio de la 

mitad de la producción, se ve cortado por la venta 

de estos predios a empresas forestales, las cuales 

cierran el terreno y prohíben el paso . 

Trabajo asalariado en predios vecinos La venta de campos a empresas forestales y su 

subsecuebte reforestación hace perder fuentes de 

trabajo agrícola al solo requerir mano de obra en 

períodos determinados (plantación y tala) y el que 

esta sea especializada. Las extensiones de pinos 

que rodean las comunidades las aíslan y reducen 

sus posibilidades de obtención de recursos (Montalba 

et al., 2005). 

Cultivos, horticultura Al disminuir fuertemente la disponibilidad de 

agua para cultivos u hortalizas, se imposibilita 

pensar siquiera en esta actividad como medio para 

la comercialización 

Ganadería La dificultad de algunas zonas de conseguir agua 

incluso para consumo familiar, hace muy difícil la 

manutención del ganado en verano. 

Cuadro 2: Estrategias de subsistencia utilizadas por los mapuche luego de la reducción y los factores 

que están ocasionando su quiebre. Elaboración propia. 

Por su parte, el quiebre de las estrategias de subsistencia y de otras alternativas económicas 

como la empleabilidad (venta de mano de obra), ha producido una mayor presión 

sobre los recursos prediales ya que son éstos los que mayormente deben dar el sustento 

familiar, lo cual ha incrementado los niveles de degradación de los recursos naturales 

prediales, especialmente de las comunidades asentadas en sitios vulnerables y con bajo 

potencial productivo. Por su parte, la degradación de recursos naturales incrementa los 

niveles de pobreza y de migración de población mapuche a las ciudades, donde pasan a 

formar parte de otro paisaje cultural: los periurbanos marginales. 

Causas de la degradación ambiental en la Araucanía y desacoplamiento estructural 

entre los mapuches y su paisaje 

En base al proceso de deconstrucción del Paisaje Cultural de La Araucanía, podemos 

sintetizar de la siguiente forma los aspectos más relevantes en relación a los determinantes 

de orden de las actuaciones sobre el territorio y su origen: 

109

110 


Previo a la ocupación del estado de Chile, los mapuches tenían una lógica desarrollada 

y determinada por el acoplamiento estructural entre el actor social mapuche y su territorio 

originario. Los principios básicos de esta lógica operaban basados en los referentes 

cosmovisionales, reflejados tanto en su sistemas socioeconómico como en el estado de 

conservación de sus recursos naturales (Figura 4). 

Figura 4: Esquema del acoplamiento estructural de los mapuches con su territorio. Se consideran 

como factores determinantes el desarrollo en un territorio rico en recursos y actuaciones humanas 

realizadas en función a determinantes de orden natural y social, basadas en referentes cosmovisionales. 

Elaboración propia. 

La derrota militar mapuche, y la reducción de éstos en las reservas indígenas, marcan 

el cambio en su relación con el medio ambiente y su lógica de utilización de los recursos 

naturales. Desde que fueron asignados los terrenos reduccionales, los mapuches han 

tenido que aprender a vivir como campesinos y practicar una actividad agrosilvopastoril 

con una tecnología intensiva que no les es propia en territorios marginales, vulnerables y 

con una capacidad sustentadora muy inferior a la que su población necesita para satisfacer 

sus necesidades mínimas de subsistencia. Esto ha determinado una presión desmedida 

sobre los recursos naturales prediales, cuya resultante ha sido una degradación extrema, la 

pauperización de la economía mapuche y, en muchos casos, el colapso y abandono de los 

agroecosistemas. En esta transformación de su paisaje, los mapuches se han visto forzados 

sucesivamente a romper las estrategias de subsistencia que han ido desarrollando desde la 

radicación, por lo que aún no pueden desarrollar acciones efectivas en el dominio de su 

cambiante existencia (Figura 5). Sin embargo, es necesario destacar que en algunas zonas, 

con características de menor vulnerabilidad y ritmo menos acelerado de cambio, se han 

producido interesantes adaptaciones que otorgan a los sistemas mapuches niveles considerables 

de sostenibilidad (Contreras y Montalba, 1998; Montalba, 2001, 2002).


Figura 5: Esquema del quiebre del acoplamiento estructural de los mapuche con su territorio. Se 

consideran como factores determinantes de este quiebre la imposición de patrones de vinculaciónuso 

con el medio natural, restricciones al uso de recursos, quiebre de estrategias de subsistencia, reducción 

de superficie, inadecuación tecnológica. Como producto e interactuando con este desacople 

se tiene a la pobreza y degradación de los recursos prediales. Elaboración propia. 

No obstante a lo anterior, cabe destacar que el grueso de la degradación que presenta 

el paisaje cultural de la Araucanía, no fue mediada por la presión sobre los recursos 

por parte de una población mapuche pobre y destructiva, sino que más bien desde un 

comienzo esta degradación ha obedecido a demandas de mercados externos a la región y 

al país (determinantes de orden económico de producción, externos). Quienes abrieron el 

bosque para labrar la tierra y degradaron los recursos en su etapa inicial más rica, no fueron 

tampoco las comunidades mapuches, sino que una pequeña fracción de la población 

chilena y colonos extranjeros que buscaron nuevas oportunidades de negocio. Primero 

fue la actividad triguera con fines de satisfacer mercados internacionales (Estados Unidos, 

Australia e Inglaterra principalmente) y luego otras zonas de Chile. Tras de la aplicación 

del modelo exportador y del colapso de los sistemas trigueros, se implanta una nueva 

actividad con características de mayor concentración de la propiedad y capital, así como 

también con serios efectos sobre el medioambiente, los recursos naturales y la calidad de 

vida de la población originaria: la industria forestal de exportación a gran escala. 

Tal como se muestra en la Figura 6 el proceso de transformación del paisaje (vinculado 

de los procesos de “apertura” del bosque y paso a actividades silvoagropecuario) está 

mucho más fuertemente ligado al modelo económico-social dominante que a la densidad 

poblacional. Utilizando un indicador biofísico de sustentabilidad territorial como el 

HANPP (Apropiación Humana de la Produtividad Primaria Neta: Gari, 1998; Martinez- 

Alier y Roca, 2000) es posible observar cómo en el período de mayor población mapuche 

en el territorio (1500 a 1600) se utilizó una fracción muy baja de la productividad total de 

los vegetales (4%), lo cual implica que su impacto fue mínimo (Gari, 1998). De la misma 

111

112 


forma, es posible observar como en la actualidad el HANPP presenta valores cercanos al 

60%, (Osorio, 2009) lo cual es considerado muy alto (Gari, 1998), e implica que el hombre 

se está apropiando de gran parte de la productividad del territorio, con fuertes implicancias 

en el estado de los recursos naturales y de la sustentabilidad del mismo. Finalmente, 

cabe destacar que en base al requerimiento per cápita de productividad primaria del territorio 

(lo cual se relaciona con niveles de consumo y riqueza material), los períodos con 

menor impacto ambiental presentaron una población que en términos relativos era mucho 

más pobre que en períodos de mayor impacto. De esta forma, podemos considerar 

que la creación del actual paisaje cultural estaría mayormente vinculado al crecimiento 

de una población más rica y no al de una población pobre que busca satisfacer sus necesidades 

básicas. Este indicador cobra más relevancia si consideramos aproximadamente un 

25% de los habitantes de la Araucanía corresponde a población mapuche pobre (con un 

HANPP per cápita mucho menor), lo cual a su vez evidencia una fuerte desigualdad social. 

Figura 6: Uso del territorio en distintos periodos históricos de La Araucania, en función a los sistemas 

socio-económicos predominantes, población y requerimiento de recursos naturales. El HANPP 

de los periodo pre reduccionales (1500-1883) fueron estimados a partir de la cubierta vegetal del 

periodo y su productividad, población, consumo en base a requerimientos nutricionales y estructura 

socioeconómica. HANPP del año 2000 corresponde al trabajo de Osorio, 2009. Elaboración propia. 

4. Reflexiones Finales 

Al considerar La Araucanía como un paisaje cultural, y por tanto como el resultado 

contingente e históricamente variable de la interacción entre las fuerzas socioeconómicas 

y biofísicas en un territorio, fue posible analizar en forma holística el proceso de transformaciones 

del territorio y del estado de sus recursos naturales. De esta misma forma, la


identificación de los determinantes de orden dominantes en cada período y el origen de 

éstos, permitió esclarecer las causas y grupos humanos vinculados a las distintas actuaciones 

en el territorio. 

La inclusión de la Araucanía al territorio del Estado de Chile fue el hito más importante 

en casi 500 años de creación de su paisaje cultural (1550-2000), dado que esto genera una 

dominancia de determinantes de orden económico y de producción por sobre los determinantes 

de orden ecológico y social que predominaban anteriormente. 

BIBLIOGRAFÍA 

Altieri, M. (1999). Agroecología, bases científicas para una agricultura sustentable. Editorial 

Nordan-Comunidad. Montevideo. Uruguay. 

Altieri, M. y Rojas, A. (1999). ‘Ecological impacts of Chile’s neoliberal policies, with 

special emphasis on agroecosystems’. Environmental, Development and Sustainability 1: 

55 - 72. 

Aylwin, J. (2000). ‘Los conflictos en el territorio mapuche: antecedentes y perspectivas. 

en: Revista Perspectivas en Política, Economía y Gestión’. Departamento de Ingeniería 

Industrial de la Facultad de Ciencias Físicas y Matemáticas de la Universidad de Chile. 

3(2):277 - 301. 

Bauer, A. (1934). La sociedad rural chilena desde la conquista hasta nuestros días. Editorial 

Andrés Bello. Santiago, Chile. 

Bauer, A. (1970). ‘Expansión económica de una sociedad tradicional: Chile central en 

el siglo XIX’. en: Historia nº9. Instituto de Historia, Universidad Católica de Chile. Santiago, 

Chile. 

Bengoa, J. (1991). Historia del pueblo mapuche (siglos XIX y XX). Ediciones Sur, colección 

Estudios Históricos. Santiago, Chile. 

Bosch, J. y Gadow, P. (1990). ‘Regulating afforestation for water conservation in South 

Africa’. South African Forest Journal. 153:41 - 54. 

Briggs, J. y Peat, F. (1994). Espejo y reflejo: del caos al orden. Editorial Gedisa. Barcelona, 

España. 

Bullock, D. (1958). ‘La agricultura de los mapuches en tiempos pre-hispánicos’. Apartado 

del boletín de las Sociedad de Biología de Concepción. Pags. 141-154. 

Bulnes, G. (1985). Los mapuches y la tierra. Política y legislación chilena respecto al 

pueblo mapuche. Editorial PAS. Santiago, Chile. 

Caniullan, V. (2000). ‘El mundo mapuche y su medicina’. en: Duran, T., E. Parada y 

N. Carrasco (ed.). Acercamientos Metodológicos hacia pueblos indígenas. Una experiencia 

reflexionada desde La Araucanía, Chile. Universidad Católica de Temuco. Editorial LOM. 

Santiago, Chile. 

Cariola, C. y O. Sunkel. (1991). Un siglo de historia económica de Chile. Editorial Universitaria. 


Caro, P. (1995). Producción y dispersión de semillas de Araucaria Araucanía (Mol) 

Koch en Lonquimay’. Tesis Ingeniero Forestal, Universidad de Chile, Facultad de Ciencias 

Agrarias y Forestales. Santiago, Chile. 66 págs. 

CONAF-CONAMA. (1999). ‘Catastro y evaluación de recursos vegetacionales de 

Chile. Informe regional Novena Región’. 

Contreras, A. y Montalba, R. (1998). ‘Agroecologic handing records on pest performed 

113

114 


by the mapuche people of Chile’. Libro de conferencias XII congreso científico internacional 

IFOAM. Mar del Plata, Argentina. 

Coña, P. (1973). ‘Memorias de un cacique mapuche’. ICRA. Copia facsimilar de la primera 

edición, aparecida como; Ernesto de Moesbach, 1930. Vida y costumbres de los indígenas 

araucanos en la segunda mitad del siglo XIX. Imprenta Cervantes, Santiago, Chile. 

Chrispeels, M. y Sadava, D. (1994). Plants, genes, and agriculture. Jones and Bartlett 

Publishers. Boston, Estados Unidos de América. 

Comisión Mndial sobre Mediambiente y Desarrolllo (CMMD). (1991). Nuestro futuro 

común. Alianza Editorial. Madrid, España. 

Díaz S., Bonnin, M., Laguens, A. y Prieto, M. (1987). ‘Estrategias de explotación de los 

recursos naturales y procesos de cambio de la vegetación en la cuenca del río copacabana 

(departamento de Ischilin, provinciade Córdoba): mediados del siglo XVI- mediados del 

siglo XIX’. Publicaciones instituto de antropología de Córdoba (Argentina) 14: 67-130. 

Duncan, M. (1980). ‘The impact of afforestatión on small – catchment hydrology in 

Moutere Hills’, en: seminar on land – use in relation to water quality. nelson catchment 

board. Nueva Zelandia. págs. 60 - 90. 

Emanuelli, P. (1997). ‘Las cosas por su nombre: la realidad del bosque nativo de Chile’. 

Chile Forestal. 247. 

Evans, L. (1993). Crop, evolution, adaptatión and yield. Cambridge University press. 

UK. 

Gay, C. (1973). Agricultura chilena. ICRA. Santiago, Chile. 

Gari, J. (1998). ‘The Human Appropriation of Net Primary Production (HANPP). Evaluating 

the human impact on the biosphere and biodiversity’. Thesis for the Master in 

Ecology. Universidad Autonoma de Barcelona. Barcelona, España. 

Gastó, J. (1980). Ecología. El hombre y la transformación de la naturaleza. Editorial Universitaria. 


Gastó, J., Armijo, R. y Nava, R. (1984). ‘Bases heurísticas del diseño predial. Sistemas en 

agricultura’. IISA 8407. Departamento de Zootecnia. Facultad de Agronomía e Ingeniería 

Forestal. Pontificia Universidad Católica de Chile. Santiago, Chile. 

Gastó, J., Cosio, F. y Panario, D. (1993). ‘Clasificación de ecorregiones y determinación 

de sitio y condición. manual de aplicación a municipios y predios rurales’. Red de pastizales 

andinos. Quito, Ecuador. 

Gastó, J., Rodrigo, P., Aránguiz, I y Urrutia, C. (2002). ‘Ordenación territorial rural 

en escala comunal. bases conceptuales y metodológicas’. en: Gastó, J., Rodrigo, P. y Aránguiz, 

I. (ed.). Ordenación territorial. desarrollo de predios y comunas rurales. Facultad de 

Agronomía e Ingeniería Forestal, Pontificia Universidad Católica de Chile. LOM Ediciones. 


Gastó, J., Vieli, L y Vera, L. (2006). ‘Paisaje cultural. de la silva al ager’. Aronomía y Forestal 

UC. 28:29-31. P. Universidad Católica de Chile. Santiago, Chile. 

Gastó, J., Vera, L., Vieli, L. y Montalba, R. (2009). ‘Sustainable Agriculture: Unifying 

Concepts’. Ciencia e Investigación Agraria.. 36: 5-26. 

Grigg, D. (1974). The agricultural systems of the world. an evolutionary approach. Cambridge 

University Press, Cambridge.UK. 

Grigg, D. (1982). The dynamics of agricultural change, the historical experience. Hutchinson 

& Co. Ltda. UK. 

Guevara, T. (1898-1902). ‘Historia de la civilización de araucanía’. Imprenta, Litografía 

y Encuadernación Barcelona. Santiago, Chile.


Hobbelink, H. (1992). ‘La diversidad biológica y la biotecnología agrícola; ¿conservación 

o acceso a los recursos?’. Ecología Política. 4: 57-72. 

Huber, A. y López, D. (1990). ‘Cambios en el balance hídrico provocado por tala raza 

de un rodal adulto de Pinus radiata’. Bosque 14(2):11-18. 

Huber, A., Barriga, P. y Trecaman, R. (1998). ‘Efecto de la densidad de plantaciones 

de Eucaliptus nitens sobre el balance hídrico en la zona de Collipulli’, IX Región. 

Bosque 19 (1):61-69. 

INFOR. (2002). ‘Estadísticas forestales 2001’. Santiago, Chile. 

Latcham, R.(1936). La agricultura precolombiana en Chile y los países vecinos. Ediciones 

de la Universidad de Chile, Santiago, Chile. 336 pp. 

Lawes, J. (1847). ‘On agricultural chemistry. Journal of. Royal Agriculture’. Society.. 8 

(1847): 226–260. 

Martinez-Alier, J. y Roca, J. (2000). Principios de la Economía Ecológica y Gestión ambiental. 

Fondo de Cultura Económica: CEPAL. 320 p. 

Mc Evoy, A. (1993). ‘Historia y ecología de las pesqueras del nordeste del Océano Pacífico’. 

En: González, M. y Martínez-Alier, J. (ed.). Historia y Ecología. Ayer, vol. 11. Madrid, 

España. 

Margalef, R. (1975). ‘Diversity, stability and maturity in natural ecosystems’. En: van 

Dobben, W. y Lowe-Connell, R. Report of the plenary sessions of the first international 

congress of ecology. sept. 8-14 de 1974. Tha Hague, Holanda. 

Maturana, H. y Mpodozis, J. (2000). ‘The origin of species by means of natural drift’. 

Revista Chilena de Historia Natural. 73:261 - 310. 

Montalba, R. 2001. ‘Historia de la transformación de los agroecosistemas y los recursos 

naturales del territorio mapuche-nalche de la IX Región: una aproximación agroecológica’. 

Trabajo de investigación para optar a la suficiencia investigatoria del programa de doctorado 

en agroecología, sociología y desarrollo rural sostenible de la Universidad de Córdoba. 

Córdoba, España. 

Montalba, R. (2002). ‘Interacción entre sistemas agrícolas tradicionales y modernos, 

una retrospectiva agroecológica’. CUHUSO. 7:15-24. 

Montalba, R.., Carrasco, N. y Araya, J. (2005). The economic and social context of monoculture 

tree plantations in Chile. the case of the commune of Lumaco, Araucania. WRM, 

Uruguay. 

Muñoz, R., 1984. ‘Análisis de la productividad de semillas de Araucaria Araucanía en 

el área de Lonquimay, IX Región’. Tesis Ingeniero Forestal, Universidad de Chile, Facultad 

de Ciencias agrarias y Forestales. Santiago, Chile. 140 págs 

Nava, R., Armijo, R y Gastó, J. (1996). Ecosistema. la unidad de la naturaleza y el hombre. 

Editorial Trillas. México. 

Odum, E., y Sarmiento, F. (1998). Ecología. el puente entre ciencia y sociedad. Mc Graw- 

Hill interamericana. méxico d.f., méxico. 

Opazo, R. (1910). ‘Desarrollo agrícola de los territorios que constituían la antigua frontera’. 

Conferencia dada durante la Exposición Internacional de Agricultura. Imprenta Santiago. 


Osorio, C. (2009). ‘Uso de la Apropiación de la Productividad Primaria Neta como 

indicador dinámico de la sustentabilidad de la Región de La Araucanía’. Tesis para optar al 

título de Ingeniero Forestal. Universidad de La Frontera, Temuco, Chile. 80 p. 

Ovalle, A. (1972). Histórica relación del reyno de Chile. Editorial Universitaria, Santiago, 

Chile (primera edición: 1646). 

115

116 


Peri, R. (1989). Reseña de la colonización en Chile. Editorial Andrés Bello. Santiago, 

Chile. 

Prigogine, I. (1996). El fin de las certidumbres. Editorial Andrés Bello. Santiago, Chile. 

Quidel, J. y Jineo, F. (1999). ‘Las raíces para nuestro cultivo’. En: Caro, A., Duraçán, T. 

Tereucán, J. (ed.). Estilos de desarrolla para América Latina. Universidad Católica de Temuco, 

Universidad Católica del Maule y Universidad de la Frontera. Temuco, Chile. págs. 

147-158. 

Röling, N. (2000). ‘Gateway to the global garden: beta/gamma science for dealing with 

ecological rationality’. Eight annual hopper lecture. University of Guelph, Canada. 

Rozzi, R., Martinez, D., Willson, M y Sabag, C, 1997. ‘Avifauna de los bosques templados 

de Sudamérica’. En: Ecología de los bosques Nativos de Chile, capítulo 7. J.J. Armesto, C. 

Villagrán y M.K. Arroyo (editores). Editorial Universitaria, Santiago. pp. 135-152. 

Sepúlveda, S. (1959). El trigo chileno en el mercado mundial. Editorial Universitaria. 


Smith, P. (1987). V’ariation of water yield from catchments under grass and exotic forest’, 

east Toago. Journal of Hydrology 26: 175-184. 

Smith-Ramirez C. (1997). ‘Algunos Usos Indígenas Tradicionales de la Flora del Bosque 

Templado’. En: Ecología de los bosques Nativos de Chile, Capítulo 20. J.J. Armesto, C. Villagrán 

y M.K. Arroyo (editores). Editorial Universitaria, Santiago. Pags. 369 - 404. 

Solé, R. y Goodwin, B. (2000). Sign of life. How complexity pervades biology. Basic 

Books. New York, USA. 

Tacón, A. (1999). ‘Recolección de piñón y recolección de la araucaria (Araucaría araucana): 

un estudio de caso en la comuna de Quinquen’. Tesis para optar al grado de Master 

en Desarrollo Rural, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile. Valdivia, 

Chile. 189 págs. 

Torrejon, F, y Cisternas, M. (2002). ‘Alteraciones del paisaje ecológico araucano por 

la asimilación mapuche de la agroganadería hispano-mediterránea (siglos XVI y XVII)’. 

Revista Chilena de Historia Natural. 75:729-736. 

Valenzuela R. (1981). ‘El Sistema Culinario Mapuche: Una Aproximación Estructural’. 

Tesis de Antropología, Facultad de Filosofía, Humanidades y Educación de la Universidad 

de Chile. 

Van Lill, W., Kruger, F. y van Wyk, D. (1980). ‘The effect of afforestatión whit Eucaliptus 

gladis Hillex Maiden and Pinnus patula Schlecht. et Chan. on streamflow from experimental 

catchments at Mokobulaan’, Transvaal. Journal of Hydrology. 48: 107-118. 

Veblen, T. (1979). ‘Structure and dynamics of nothofagus forest near timberline in 

south-central Chile’. Ecology 60: 934 - 945. 

Vera, L. (2009). ‘Expansión de la frontera Homínida en el Paisaje Cultural de la Cordillera 

de Los Andes de La Araucanía’. Tesis Doctorado en Recursos Naturales. Universidad 

de La Frontera. Temuco, Chile. 

Verniory, G. (2001). Diez años en Araucanía. Pehuén Editores. Santiago, Chile. 

Vidal, A. (2000). ‘Conocimiento antropológico sobre los mapuche de Chile. Efectos 

socioculturales y económicos de su integración forzada a la nación chilena’. En: Duran T., 

Parada, E Carrasco, N. (ed.). Acercamientos metodológicos hacia pueblos indígenas: una 

experiencia reflexionada desde La Araucanía, Chile. Centro de Estudios Socioculturales, 

Universidad Católica de Temuco. Temuco, Chile. págs 75 - 101. 

Wrbka, T. E., Erb K.-H, Schulz, N. B., Peterseil, J., Cahn, C. y Haberl, H. (2004). ‘Linking 

pattern and process in cultural landscapes. An empirical study based on spatially ex-


plicit indicators’. Land use policy 21 (3): 289-306. 

117

ESPECIES FORESTALES AMAZÓNICAS PROMISORIAS PARA LA CAPTURA 

DE CO2 ATMOSFÉRICO COMO UN NUEVO MARCO PARA EL DESARROLLO 

SOSTENIBLE EN IQUITOS - PERÚ 

Resumen 

TELLO ESPINOZA 

El estudio fue realizado en el bosque de la llanura aluvial temporalmente inundable del río 

Nanay, Iquitos- Perú con el objetivo de determinar las especies promisorias en la captura 

de CO2 para el manejo sostenible del bosque, se usaron datos de árboles (DAP≥ 10 cm) 

inventariados al 5,7% de intensidad de muestreo. La densidad básica de las especies fue 

recopilada en el laboratorio de tecnología de maderas de la UNAP y artículos científicos, 

para las especies sin datos de densidad se asumió el valor de 0,62 gr/cm3. La biomasa aérea 

total se calculó con la metodología para inventarios forestales de árboles (DAP ≥10 cm.) 

empleada por Dauber et al (2005). Son bosques ricos en biomasa (313,23 t/ha) y carbono 

(156,62 t/ha); las especies promisorias para la captura de CO2 atmosférico según su abundancia, 

distribución y gremio ecológico son Aspidosperma rigidum Rugby para madera 

redonda, Caraipa densifolia Mart., Cariniana decandra Ducke, Sapium glandulosum (L.) 

moroni, Ocotea cernua (Nees) Mez, Vochysia lomatophylla Standl., para madera aserrada, 

Theobroma glaucum Karst. Campsiandra angustifolia Spruce ex Benth, Eschweilera coriacea 

(A.DC.) S.Mori y Licania harlingii Prance en maderas para leña y carbón 


L as llanuras aluviales en la amazonia peruana que representan más del 12% del área, 

con más de 60 000 km2, (Kvist y Nebel, 2000) sostienen un bosque de capital importancia 

en la captura de CO2 atmosférico y para el mantenimiento de los humedales 

naturales, fuente de vida de la poblaciones rurales, cuya alimentación proviene de los 

recursos hidrobiológicos existentes. La presencia del agua es la clave del sistema, unos 

cuerpos de aguas son de color blanco de origen andino ricos en nutrientes y otros son de 

color negro de origen amazónico pobres en nutrientes. Durante la creciente de los ríos, 

se produce el desborde formando la llanura aluvial, donde el volumen de madera de este 

bosque, refleja el aprovechamiento eficiente de la energía solar para acumularlo en biomasa. 

La energía se almacena en forma de compuestos orgánicos de alta energía, que resulta 

de la naturaleza de los enlaces que unen a los diferentes átomos (Binkley, 1993) y este 

depende de cada especie. El carbono en la biomasa se acumula mediante la absorción de 

CO2 atmosférico, (Vickery, 1987), y cuando la tasa de captura disminuye ocurren grandes 

cambios en el mundo que tienen efectos en los bosques tropicales maduros. Lewis et al. 

(2004), observando el incremento de la biomasa sobre el suelo, sugieren que agentes de 

cambios globales pueden estar causando cambios predecibles en el bosque tropical. La 

mayor parte de biomasa de los bosques se encuentra en los árboles, bien sea, en la raíz, 

fuste y copa, por lo que se puede agrupar en biomasa aérea y biomasa subterránea. El uso 

de la biomasa aérea se incrementa más con el aumento de la densidad poblacional de las 

zonas rurales y urbanas. Por estas razones y porque el bosque de la llanura aluvial del río 

Nanay (de aguas negras) y para conservar la diversidad biológica es necesario buscar en

120 


ese ecosistema especies de árboles promisorios para la captura de CO2 atmosférico cuyo 

manejo adecuado constituya un nuevo marco para el desarrollo sostenible de la amazonía 

que ayude a la conservación del ambiente, mantener la cobertura vegetal y las grandes 

zonas de alimentación de peces. 

2. Material y métodos 

La zona de estudio está situado en la llanura aluvial inundada temporalmente en el 

Centro de Investigación y Enseñanza Forestal (CIEFOR) de la Universidad Nacional de la 

Amazonía Peruana localizado en Iquitos, provincia de Maynas, región Loreto, en las coordenadas 

3°49’ de Latitud Sur y 73°25’ de longitud Oeste (PACHECO y TORRES, 1981). 

Al que se llega por la ramal carretera Quisto cocha - Puerto Almendra. El clima es de un 

bosque húmedo Tropical (Bh T) (ONERN, 1976). 

Se describen las principales especies amazónicas promisorias para la captura CO2 atmosférico. 

El muestreo fue sistemático en fajas al 5,7% de intensidad. El DAP fue medido 

con el calibrador forestal (Forcípula) con exactitud de 0,5 mm. 

Para el cálculo de la biomasa, la densidad básica de las especies se obtuvo de los documentos 

del laboratorio de tecnología de maderas de la UNAP y artículos científicos, y, 

para las especies sin datos se asumió una densidad básica de 0,62 g/cm3. La biomasa aérea 

total (bat) = Volumen (DAP≥ 10 cm.)*densidad promedio*factor de expansión (Dauber 

et al, 2005), la mitad de este valor es carbono. 

3. Resultados y discusión 

En el dosel la copa del árbol está a una altura que asegure su requerimiento energético 

de acuerdo al gremio ecológico de la especie (esciófitas o heliófitas), muy útil para el 

manejo sostenible del bosque y captura de carbono. El carbono almacenado en las especies 

esciófitas es 69,2 t/ha, en las heliófitas durables 73,01 t/ha, en las heliófitas efímeras 

4,14 t/ha y en las esciófitas de sotobosque 9,18 t/ha. Según la escala usada por Dietz (2002) 

el bosque es rico en biomasa (313,2 t/ha), está dentro del rango 300 a 400 t/ha reportada 

para el noreste de la amazonia incluyendo la costa Brasilera y Guyana en zonas relativamente 

intactas y baja densidad poblacional (Laurance, et al. 1998, Saatchi, et al. 2006), y 

ligeramente inferior al valor reportado por Nebel et al (2000c) para el bosque de la llanura 

aluvial del río Ucayali (344,9 – 486,9 t/ha). Las especies para leña y carbón (con 93,7 tC/ 

ha) se usa en cocinas, secadores, hornos, etc. constituyendo la principal fuente de emisión 

de CO2 a la atmósfera. Según Baluarte (1995) el 81% de la producción controlada de 

madera rolliza se destina a leña y carbón, estas especies forestales están siendo sobreexplotadas. 

Adicionalmente de los 32,3 tC/ha que fijan las especies para madera aserrada, 

una fracción se almacena como parte de las viviendas (muebles, vigas, columnas, etc.) y 

el resto es desperdicio (varia entre 49 a 85%), adiciona CO2 y/o C a la atmósfera por la 

quema del material. La proporción de desperdicios depende del tipo de sierra y tecnología 

para el aserrado, son mayores en trozas de diámetros menores (Quinteros, 1981; Quirós 

et al,. 2005; Guevara et al. 1993; Bellido et al., 2003). En suma, más del 50% de la madera 

por aserrío se quema o se descompone al aire libre, lo que liberaría unas 16 tC/ha, Baluarte 

(1995) indica que los desperdicios considerando el árbol entero hasta el producto terminado 

es del 80% con lo que esta cifra es mayor. Por la quema de madera redonda usada en 

las viviendas al término de su vida útil aportaría 8,6 tC/ha.

Uso de 

madera 

Biomasa 

Carbono 

Aserrada Leña y 

carbón 

64,6 

32,3 

178,5 

93,7 


Postes Redondas Otros Total 

31,3 

15,6 

17,1 

8,6 

12,7 

6,3 

313,2 

156,6 

Tabla 1.-Biomasa (B) y carbono (C) agrupado por el uso de la madera. Fuente: Elaborado por el 

investigador 

La dinámica del bosque está influenciada por la extracción selectiva de las especies 

forestales, fragmentando el bosque y decae el almacenamiento de carbón, por la presencia 

de especies de baja densidad y por la pérdida de los grandes árboles (Nascimento y Lawrence, 

2004). El aumento poblacional de Iquitos, incrementa la presión sobre los bosques 

sobre todo del río Nanay, disminuyendo la cobertura arbórea y el secuestro de carbono; 

deteriora el ambiente y la calidad de vida de la población. La fijación de carbono es un 

servicio ambiental que hace posible que los propietarios de los bosques y de plantaciones 

forestales puedan recibir un beneficio por el pago por servicios ambientales. El bosque de 

la llanura aluvial contiene especies forestales promisorias para la captura de CO2 atmosférico 

(Tablas 2 y 3). Para madera redonda figuran Aspidosperma rigidum Rugby (6,3 árboles/ha) 

y Zygia sp (3 árboles/ha) juntas almacenan 5,6tC/ha de las 8,6 t/ha, son heliófitas 

durables que aprovechan los claros naturales del bosque; la regeneración, densidad y crecimiento 

se favorecería con el aumento de claros producidos por la extracción selectiva de 

maderas para aserrío y para postes. Las seis especies de la tabla 2 concentran 27,6 tC/ha de 

32,3tC/ha que contienen todas las especies usadas para aserrío. Caraipa densifolia Mart., 

Cariniana decandra Ducke, Sapium glandulosum (L.) moroni, Ocotea cernua (Nees) Mez 

que son especies esciófitas, tienen suficiente regeneración natural (alta densidad/ha) para 

asegurar la producción sostenida de madera, siempre y cuando la entrada de luz causado 

por la caída de estos árboles no afecten demasiado su desarrollo. Las nueve especies usadas 

como leña y carbón con alta densidad por hectárea (D/ha), también pueden ser extraídos 

sosteniblemente, son abundantes y su distribución diamétrica en forma de J invertida 

indica que existe regeneración natural suficiente para garantizar las próximas cosechas. 

ESPECIE G.E. D/ha Biomasa Carbono 

Caraipa densifolia Mart. 

Cariniana decandra Ducke 

Vochysia lomatophylla Standl. 

Hymenaea courbaril L. 

Vatairea erythrocarpa (Ducke) Ducke 

Sapium glandulosum (L.) moroni 

Ocotea cernua (Nees) Mez 

Iryanthera tricornis Ducke 

Sub total 

Otras especies de madera aserrío 

Total para madera de aserrío 

E 

E 

H. D 

H. D 

H. D 

E 

E 

H. E 

Alta 

Alta 

Media 

Baja 

Media 

Alta 

Alta 

Alta 

13,99 

9,88 

8,77 

6,10 

5,63 

5,20 

3,49 

2,21 

55,27 

9,37 

64,6 

6,99 

4,94 

4,39 

3,05 

2,82 

2,60 

1,74 

1,10 

27,63 

4,68 

32,3 

Tabla 2.- Biomasa y carbono en las especies promisorias para captura CO2 usados como maderas 

para aserrío (t/ha). Fuente: Elaborado por el investigador 

121

122 


ESPECIE G.E. D/ha Biomasa Carbono 

Theobroma glaucum Karst. 

Campsiandra angustifolia Spruce ex Benth 

Eschweilera coriacea (A.DC.) S.Mori 

Licania harlingii Prance 

Sub total 

Sub total otras especies 

Total 

H. D 

E 

E 

E 

Alta 

Alta 

Alta 

Alta 

51,22 

21,95 

20,75 

14,82 

108,74 

78,73 

187,47 

25,61 

10,97 

10,37 

7,41 

54,36 

39,37 

93,73 

Tabla 3.- Biomasa y carbono de las especies promisorias para captura de CO2 atmosférico usados 

como maderas para leña y carbón (t/ha). Fuente: Elaborado por el investigador 

4. Conclusiones 

1) Los bosques de la llanura aluvial inundada del río Nanay son ricos en biomasa y 

carbono, con un potencial de 313,23 t/ha y 156,62 t/ha respectivamente. El carbono almacenado 

en esciófitas es 69,20 t/ha, en heliófitas durables 73,01 tC/ha, en heliófitas efímeras 

4,14 tC/ha y en las especies de sotobosque 9,18 tC/ha. Las especies para leña y carbón con 

93,7 tC/ha, constituyen la principal fuente de emisión de CO2 a la atmósfera 

2) Las especies promisorias para la captura de CO2 atmosférico según su abundancia, 

distribución y gremio ecológico son Aspidosperma rigidum Rugby para madera redonda, 

Caraipa densifolia Mart., Cariniana decandra Ducke, Sapium glandulosum (L.) moroni, 

Ocotea cernua (Nees) Mez, Vochysia lomatophylla Standl., para madera aserrada, Theobroma 

glaucum Karst. Campsiandra angustifolia Spruce ex Benth, Eschweilera coriacea 

(A.DC.) S.Mori y Licania harlingii Prance en maderas para leña y carbón. 

BIBLIOGRAFÍA 

Baluarte V. J. 1995. ‘Diagnostico del sector forestal en la región amazónica instituto de 

investigaciones de la amazonía peruana’. DOCUMENTO TECNICO N° 13. OCTUBRE 

1995. IIAP. IQUITOS – PERU. 22p 

Bellido, M; EgoavilL-Cueva, G., Gonzalez, E. 2003. ‘Tableros de fibras de la madera de 

“tornillo” (Cedrelinga cateniformis Ducke)’. Bosque, Vol. 24 N° 3, 2003, pp. 39-44 

Binkley, D. (1993). Nutrición forestal. Prácticas de manejo. Ed. LIMUSA. México. 

Dauber, E.; Terán, J. y Guzmán, R (2005). ‘Estimaciones de biomasa y carbono en 

bosques naturales de Bolivia’. Revista Forestal Iberoamericana. V(1) 1:10p 

Dietz, J. 2002. Variation and distribution of forest types on the southern foothills of the 

cordillera Cahuapanas, Alto Mayo, Perú. University of Bayreuth. Department of Biogeography. 

Germany. 

Guervara S. L, Reyes, I. P. y Bocanegra D. L. 1993. ‘Evaluación de residuos de aserrío’. 

FOLIA AMAZONICA VOL. 5 (1-2), pp. 205-215. 

Kvist, L. P Y Nebel, G. 2000. ‘Bosque de la llanura aluvial del Perú: ecosistemas, habitantes 

y uso de los recursos’. FOLIA AMAZÓNICA VOL. 10 (1-2):5-56. 

Laurance, W. F, Fearside, P. M., Laurance E, S. G., Delamonica, P., Lovejoy, T. E, Rankin- 

De Merona, J. M., Jefrey Q.; Chambers, J. Q, Gascon, C. 1999. ‘Relationship between soils 

and Amazon forest biomass: a landscape-scale study’. Forest Ecology and Management.


Vol. 118, no. 1-3, pp. 127-138. 

Lewis, S. L., Malhi, y., Phillips. O. L. 2004a. ‘Fingerprinting the impacts of global change 

on tropical forest’. The Royal Society (2004) 359, 437-462. 

Nascimento, H. E.M. Y Lawrence, W.F. 2004. ‘Biomasa Dynamics in Amazonian Forest 

Fragments’. Ecological applications. p.By Ecological Society of America. 14(4) 127-138 

Nebel, G, Gradsted, J. y Salazar V. A. 2000c. ‘Depósito de detrito, biomasa y producción 

primaria neta en los bosques de la llanura aluvial inundable de la amazonia peruana’. 

FOLIA AMAZÓNICA VOL. 11 (1-2): 41-63. 

OFICINA NACIONAL DE EVALUACION DE RECURSOS NATURALES (ONERN). 

1976. Mapa Ecológico del Perú. Guía Descriptiva. Lima, Perú. 146 p. 

Pacheco, T. y Torres, J. 1981. ‘Análisis de Dispersión de Doce Especies Forestales del 

CIEFOR – Puerto Almendras’. Universidad Nacional de la Amazonía Peruana. Iquitos - 

Perú. 51 p. 

Quinteros, A. 1981. ‘Cuantificación de residuos en la Industria de contrachapado a 

partir de capinurí’. Tesis Ing. Forestal- UNAP. Iquitos - Perú. 

Quirós, R. Chinchilla, O. y Gómez, M. 2005 ‘Agronomía Costarricense’ 29(2): 7-15. 

SSN:0377-9424 / 2005 

Saatchi, S.S. Houghton, R. A, Dos Santos Alvala R.C, Soares, J.V Y Yifan Yu 2006. ‘Distribution 

of aboveground live biomass in the amazon basin’. Global Change Biology. Brazil 

48 p. 

Vickerly, L. M. 1987. Ecología de plantas tropicales. Editorial Limusa S.A, México. 

123

FORESTS OF THE NORTHERN KOREAN PENINSULA 

Summary 

JIŘÍ KOLBEK & IVAN JAROLÍMEK 

North Korean forest and shrub vegetation was studied in 1984–1990. In total, 270 phytocoenological 

relevés were sampled. According to Braun-Blanquet methods of vegetation 

classification, 17 plant associations with 29 subassociations or variants were distinguished 

and classified within 8 alliances. Zonal forest and shrub vegetation is divided into three geographically 

differentiated regions: 1) Northern alpine and subalpine region in the Chinese- 

Korean boundary mountains with coniferous forests dominated by Larix olgensis, 2) Middle 

mountain region in the central and partially in southern part of the territory with variable 

mixed Pinus densiflora-Quercus mongolica forests, 3) Southern warm and precipitationrich 

region, mainly in Kumgangsan Mts with species-rich thermophilous pine-oak forests. 

Azonal clearing vegetation and stands of alien woods are briefly characterised. 


C limate conditions of Korean Peninsula are crucial for distribution of natural plant 

communities. They are much more important than geological bedrock. Quantity 

of precipitation and favourable temperatures in the course of vegetation period play the 

most important role in creation and differentiation of vegetation cover. Climate of Korean 

Peninsula is typical by summer monsoon (circa in the last half of June and July). Consequently, 

the summer is typical by humid and warm weather, while winter is cool and dry. 

Spring and autumn periods are relatively shorter than summer and winter. Mean annual 

temperature in Korean Peninsula varies from 3 °C (alpine northern belt) to 16 °C (Cheju 

Island) and mean annual precipitation from 600 to 1,600 mm. According to Box and Choi 

(2003) mean annual precipitation varies in most of Korean Peninsula between 1000–1500 

mm. Only in wider surrounding of Pyongyang and north-eastern part of North Korea annual 

precipitation is lower and attains 500–1000 mm. Annual moisture index (defined 

as annual precipitation divided by annual potential evapotranspiration) is in larger part of 

northern Korea higher than >1.4. Value 1.0–1.4 is bounded to region of north-eastern seacost 

up to the Russian border and westward from the line Taedong-Haeju (Box and Choi, 

2003). Thanks to this, the forest vegetation of the Korean Peninsula may be ordered into 

the warm temperate, cool temperate and cold zones (Oh et al., 2000). Warm temperate 

and southern cool temperate forest zones do not overlap to the north part of the Korean 

Peninsula. 

In addition, the large part of the North Korea lies at Proterozoic formations background. 

Only near the China border in Changbaishan Mts and in the Eastern Kaema volcanic intrussions 

occur. The large areas of North Korea are composed of Pre-Cambrian gneisses 

and granites, metamorphic rocks, and partially Triassic (mainly calcareous) formations, 

granite gneisses along with metamorphic amphibolites, schists and phyllites (Košťák et al.,

126 


2003), the North Korea belongs to geographical region with occurrence of 636 genera and 

of 1,767 species. 

North Korea is part of temperate deciduous forest biome. Forests prevail mainly in 

northern mountain part of the country and southward mountains are less frequent. In 

planes, forests are replaced by farmed fields and orchards. Forests at planes are rare, forests 

at ravines scree and slopes with boulders of various sizes prevail. In lower mountains 

forests cover also tops of ridges. In altitudes above 1,700 m a.s.l., sparse forest stands are 

without high tree layer, which is substituted by low woods (Betula ermanii, Pinus pumila, 

Thuja koraiensis). In lower altitudes of the north part of North Korea coniferous forests 

prevail, in the central and south parts forests are dominated by oaks and Pinus densiflora 

with numerous woody species in tree and shrub layers. Natural lowland and alluvial forests 

were nearly not preserved and their stands were replaced by field farm cultures or 

survive only in small fragments. In the part of drier lowlands culture forests are planted, 

mainly of pine (Pinus densiflora) (Fig. 1), which is economically favoured to naturally 

prevailing oaks (mainly Quercus mongolica). 

Fig. 1: Pinus densiflora plantations in many places replace original pine-oak forests, periphery of 

capital city Pyongyang (Photo J. Kolbek). 

The variability of natural forest and shrub vegetation is considerable: in spite of limited 

research opportunities in the territory 17 forest associations and communities with 29 

lower units (subassociations and variants) were distinguished. They are classified within 

8 alliances. Real number of communities is probably much higher (Kolbek et al., 2003). 

Forest soils appertain to three groups: 

• Podzolized brown mountain soils, known from montane areas near the Korean- 

Chinese boundary, typical for Larix olgensis forests, 

• Podzolized soils, occurring in foothills and mountains, covered by Picea koraiensis 

and Abies nephrolepis as dominant trees, 

• Skeletal soils, occurring in foothills and lower mountains, optimal for azonal forest 

vegetation 

Generally, the soils are nutrient-poor, (very) skeletal, humus-rich and fresh to moist

(Kolbek et al., 2003). 

2. Methods 


During the numerous expeditions (1986–1990) complementary data on the woody 

species in various mountain ranges, accessible to the research teams, were collected in 

successive steps. Research was carried out at limited parts of country in following regions: 

Changbaishan Mts (Mt. Paektusan and wider surrounding), Chonmasan Mts, Kumgangsan 

Mts, Ljongaksan Mts, Myohyangsan Mts, Sujangsan Mts, Taesongsan Mts and in surrounding 

of Hedju, Kaesong, Kail, Naegok, Nampo, Onjong, Pyongyang, and Samjiyon 

Lake. Phytocoenological and ecological evaluation is based mainly on analysis of 270 phytocoenological 

relevés of forest vegetation in North Korea, sampled and processed following 

Braun-Blanquet methods, numerical classifications and synthesis (Braun-Blanquet, 

1964; Westhoff and van der Maarel, 1978; Podani, 1993; Jarolímek and Schlosser, 1997). 

The nomenclature of taxa follows mostly the Flora Coreana - Appendix (Anonymous, 

1979), Ri and Hoang (1984) and Choe (1980). Sometimes, the names given by other 

authors (Anonymous, 1972–1976, 1978, 1986; Charkevicz, 1985–1989; Menickij, 1984; 

Ohwi, 1965; Rehder, 1962; Sokolov, 1977, 1980, 1986; Vorobjev, 1968; Voroshilov, 1982; 

Zaikonnikova, 1966) must have been used. The nomenclature of syntaxa follows mainly 

Kolbek et al. (2003). 

3. Zonal forest (and shrub) vegetation of the northern Korean Peninsula 

The forest vegetation of the North Korea can be divided into three basic vegetation 

zones (Kolbek et al., 2003): 1) Northern alpine and subalpine region in the Chinese-Korean 

boundary mountains with coniferous forests dominated by Larix olgensis, 2) Middle 

mountain region in the central and partially in southern part of the territory with variable 

mixed Pinus densiflora-Quercus mongolica forests, 3) Southern warm and precipitationrich 

region, mainly in Kumgangsan Mts with species-rich thermophilous pine-oak forests. 

1) The northern part near Chinese-Korean boundary represents high mountains 

ridges and mountains plateau. The landscape of Changbaishan Mts is covered by coniferous 

forests with Larix olgensis, Picea jezoensis, P. koraiensis, and subdominant Abies nephrolepis 

in tree layer. The shrub layer consists mainly of Rhododendron aureum, and Ledum 

sp. div. The taiga forest is in contact with alpine tundra vegetation on the volcano Paektusan 

(Kolbek and Jarolímek, 2007). In mixed forests of northern region species like Betula 

platyphylla, Dasiphora fruticosa, and taxa of the genus Sorbus, Sambucus, Lonicera, Clematis 

etc., are common. 

Northern alpine and subalpine region is represented mainly by data from Paektusan 

Mt. Its flora is characterised by numerous coniferous and taiga evergreen broadleaved 

plants (Larix olgensis, Phyllodoce coerulea, Ledum decumbens, Rhododendron aureum, R. 

parvifolium). Some of the species are endemic in this region e.g. Ledum palustre var. maximum, 

Juniperus sibirica, Dryas tschonoskii. During detailed study of zonation of forest 

vegetation, many phytosociological relevés have been obtained (Kolbek et al., 2003). The 

knowledge on hypsometrical distribution of numerous taxa was significantly extended 

e.g. Abies nephrolepis, Acer barbinerve, Clematis ochotensis, Ledum palustre var. maximum, 

Linnaea borealis form. arctica, Sorbus amurensis etc. (Tab. 1). For some other species no 

127

128 


comparable data were found e.g. Clematis nobilis or Lonicera edulis (Kolbek et al., 2001). 

Coniferous taiga forests in Changbaishan Mts., covered mostly by larch forests (Larix olgensis), 

were divided into three groups: 

a) light-taiga: forests with lower cover of larch tree canopy are situated in 1740–1950 m 

a.s.l. (Fig. 2), 

b) dark-taiga: evergreen coniferous forests with closed tree canopy, dominated by Picea 

jezoensis and P. koraiensis, and typical by continuous dense and thick moss layer with 

Ptilium crista-castrensis grow in 1630–1770 m a.s.l., 

c) light-taiga with Larix olgensis and Betula paishanensis and many species of broadleaved 

trees occupies altitudes 1190–1600 m a.s.l. (Fig. 3). 

Tab. 1: Vertical distribution of selected woody species in the northern alpine and subalpine region 

(larger area of the Paektusan Mt.). 

The soils are high to moderate acidic with pH 3.3–5.2. 

Coniferous (cold) forest zone occurs in the north part of the peninsula in the mountain 

region with mean annual temperature below 5 °C. Mean annual temperature is lowest in 

Paektusan (-5–0 °C) and in wider surrounding of the Changbaishan mountain range (0–5 

°C).


Fig. 2: Spring aspect of light taiga with Larix olgensis and Rhododendron aureum (Rhododendro 

aurei-Laricetum olgensis), Paektusan Mt. (Photo I. Jarolímek). 

Fig. 3: Autumn aspect of the light taiga forest dominated by Larix olgensis in lower altitude (Ledo 

decumbentis-Laricetum olgensis and Carici peiktusani-Abietetum nephrolepidis), Naegok near 

Paektusan Mt. (Photo J. Kolbek). 

The northern region is characterised by following species and phytocoenological units: 

(Note: Species mentioned in tree layer may occur also in shrub and herb layers; shrubs 

also in herb layer.) 

Coniferous forests: Laricion olgensis 

Tree layer: Abies nephrolepis, Betula platyphylla, Larix olgensis, Picea jezoensis, P. ko- 

129

130 


raiensis, Prunus padus, Sorbus amurensis, Usnea longissima 

Shrub layer: Betula paishanensis, Clematis ochotensis, Dasiphora fruticosa, Juniperus 

sibirica, Lonicera edulis, Rhododendron aureum, R. dahuricum, R. parvifolium, Ribes 

horridum, R. komarovii, Rosa davurica, Vaccinium uliginosum 

Herb layer: Artemisia stolonifera, Calamagrostis langsdorfii, Calypso bulbosa, Carex 

nanella, C. peiktusani, Cerastium frucatum, Clintonia udensis, Festuca ovina, Gentiana 

jamesii, Goodyera repens, Ledum decumbens, L. *maximum, Linnaea borealis, Lonicera 

edulis, Lycopodium complanatum, L. cryptomerianum, L. *nipponicum, Majanthemum 

dilatatum, Phyllodoce coerulea, Potentilla coreana, Pyrola incarnata, Sanguisorba parviflora, 

Solidago japonica, Tofieldia nuda, Vaccinium vitis-idaea, Viola sachalinensis 

Moss layer: Cladonia rangiformis, C. stellaris, Dicranum polysetum, Hylocomium splendens, 

Peltigera lepidota, Pleurozium schreberi, Ptilium crista-castrensis 

Phytocoenological units: 

Rhododendro aurei-Laricetum olgensis 

Goodyero repentis-Piceetum jezoensis 

Carici peiktusani-Abietetum nephrolepidis 

Ledo decumbentis-Laricetum olgensis 

Distribution: Changbaishan Mts, along the boundary between North Korea and China 

and Paektusan volcano near Samjiyon Lake (Kolbek et al., 2003). 

Communities of light coniferous forests, shrubs and surroundings of ventarols: Rhododendro 

dahurici-Acerion barbinervi 

Tree layer: Abies nephrolepis, Betula platyphylla, Larix olgensis, Sorbus amurensis 

Shrub layer: Acer barbinerve, Rhododendron dahuricum, Rosa davurica 

Herb layer: Dryopteris fragrans, Ledum *maximum, Polypodium viriginianum 

Moss layer: Cladonia amaurocraea, C. furcata, C. *grisea, Hylocomium splendens, Oncophorus 

wahlenbergii, Pleurozium schreberi, Ptilium crista-castrensis, Sphagnum girgensohnii 


Dryopterido fragranti-Rhododendretum dahurici 

Distribution: around Naegok Village in the Changbaishan Mts (Kolbek et al., 2003). 

2) Various mixed Pinus densiflora-Quercus mongolica forests are the most frequent vegetation 

type in the central and partially also in southern part of the territory (Fig. 4). In the 

shrub layer species Rhododendron schlippenbachii, R. mucronulatum, Acer pseudosieboldianum, 

Weigela florida, and species of the genus Lonicera usually dominate. The herb layer 

is species rich and various. Large areas in this part of country are afforested or artificially


changed into agricultural land. Many forests have hardly changed species composition. 

In the tree layer, fast growing Pinus densiflora is preferred instead of naturally prevailing 

Quercus mongolica (Nakagoshi, 1995; Yim, 1995). 

Middle mountain region contains all areas from lower hills near towns Kail, or Pyongyang 

City (e.g. Taesongsan and Ljongaksan Mts). Most typical representatives are Sujangsan 

Mts northward from town Haeju and Chonmasan Mts near Kaesong, where the alpine 

species are subsided. On the other hand, this region can be regarded as transition zone to 

the South Korean vegetation. The typical woody species of the region are endemic Juniperus 

rigida and Pinus rigida (Tab. 2). 

Fig. 4: Most frequent pine-oak forest in the hilly country of the North Korea (Lychno-Quercetum 

mongolicae), Sujangsan Mts (Photo I. Jarolímek). 

Unfortunately, only scarce data for comparison were found. Boratyński (1984) published 

woody distribution data from Sujangsan Mts, Taesongsan Mts, and from surroundings 

of Anju, Pyongyang, Sariwon and Haeju. All his data originated from low altitudes, 

whereas our data on many woody species come from altitudes from 100 to 650 m. Therefore 

we enlarged information on altitudinal ranges also for some stand-building species, 

such as Acer pseudosieboldianum, Benzoin obtusilobum, Fraxinus rhynchophylla and 

Quercus mongolica. For species like Rhododendron mucronulatum, Vaccinium koreanum, 

Viburnum dilatatum and some others this information is completely new (Tab. 2). 

Mixed forests of evergreen coniferous and broad-leaved deciduous trees prevail southwards, 

in the central and southern part of North Korea: 

a) shrub vegetation dominated by Pinus pumila and/or Betula ermanii in the highest 

summits of mountains (Fig. 5), 

b) mixed (coniferous) forests on rocky slopes with Abies nephrolepis and Pinus ko- 

131

132 


koraiensis in tree layer, and with endemic Thuja koraiensis in shrub layer in some places 

(Fig. 6), 

c) mixed and broadleaved forests in lower elevations – at convex slopes Quercus mongolica 

and Pinus densiflora predominate with many species in shrub layer; at concave valleys 

the scree forests with Carpinus laxiflora, Fraxinus rhynchophylla and several species of the 

genus Acer dominate. Castanea crenata, Carpinus cordata, Benzoin obtusilobum, Magnolia 

sieboldii and various species of the genus Tilia and Cornus are typical for warmer forests at 

the foothills and southern slopes. 

The soils in the mountain coniferous forests are high to moderate acidic with pH 3.9– 

5.1; in the pine-oak and broadleaved forests soils are acidic to almost neutral (pH 4.7–6.2) 

In the middle zone of the North Korea mean annual temperature varies between 5–10 °C 

and in the south part of the North Korea between 10–15 °C. 

Tab. 2: Vertical distribution of selected woody species in middle mountain region (Ljongaksan, Taesongsan, 

Chonmasan and Sujangsan Mts) 

This region is characterised by following list of species and phytocoenological units: 

Coniferous forests and shrubs in higher altitudes: Abieti nephrolepidis-Piceion jezoensis


Tree layer: Abies nephrolepis, Picea jezoensis 

Shrub layer: Actinidia polygama, Betula ermanii, Pinus pumila, Rhododendron schlippenbachii, 

Syringa wolfi, Thuja koraiensis 

Herb layer: Aconitum villosum, A. triphyllum, Adenophora koreana, A. mandshurica, 

Calamagrostis *hirsuta, Carex siderosticta, Cimicifuga davurica, Dryopteris crassirhizoma, 

Galium kamtschaticum, Geranium dahuricum, Ligularia fischeri, Lycopodium serratum, 

Paeonia japonica, Paris verticillata, Phegopteris decursive-pinnata, Polystichum 

tripteron, Primula jezoana, Scabiosa *alpina, Swertia veratroides, Trisetum sibiricum 


Taxo-Pinetum pumilae 

Thujo koraiensis-Piceetum jezoensis 

Distribution: Mt. Wonmanbong and Mt. Pirobong (Myohyangsan Mts) (Kolbek et al., 

2003). 

Fig. 5: Shrub vegetation dominated by Pinus pumila and Betula ermanii covers tops of mountain 

ranges in central part of North Korea (Taxo-Pinetum pumilae), Myohyangsan Mts (Photo M. 

Valachovič). 

Species rich thermophilous pine-oak forests and scree forests on mineral richer and 

deeper soils: Pino koraiensis-Quercion mongolicae 

133

134 


Tree layer: Acer pseudosieboldianum, Actinidia arguta, Betula schmidtii, Carpinus cordata, 

Castanea crenata, Cornus controversa, Fraxinus rhynchophylla, Larix olgensis, 

Magnolia sieboldii, Micromeles alnifolia, Pinus densiflora, P. koraiensis, Populus davidiana, 

Prunus leveilleana, Quercus mongolica, Styrax obassia, Tilia amurensis 

Shrub layer: Acer mono, Actinidia polygama, Benzoin obtusilobum, Codonopsis pilosula, 

Deutzia glabrata, Euonymus alata, Kalopanax pictus, Lespedeza hedysaroides, 

Rhododendron mucronulatum, R. schlippenbachii, Sorbaria stellipila, Sorbus amurensis, 

Staphylea bumalda, Stephanandra incisa, Tilia taquetii, Vitis amurensis 

Herb layer: Ainsliaea acerifolia, Artemisia keiskeana, Aster scaber, A. tataricus, Astilbe 

koreana, A. thunbergii, Calamagrostis arundinacea, Carex nanella, C. siderosticta, Caulophyllum 

robustum, Diarrhena japonica, Geranium *hirsutum, Isodon excisus, Lychnis 

cognata, Melampyrum roseum, Parthenocissus tricuspidata, Peucedanum terebintaceum, 

Primula jezoana, Pseudostellaria palibiniana, Rubia hexaphylla, Saussurea conandrifolia, 

Solidago japonica, Spodiopogon sibiricus, Viola acuminata, V. collina, V. keiskei 


Lychno-Quercetum mongolicae 

Vaccinio-Quercetum mongolicae 

Parthenocisso tricuspidati-Fraxinetum rhynchophyllae 

Distribution: Myohyangsan Mts, several localities in Kumgangsan Mts, rather rare in 

Sujangsan Mts (Kolbek et al., 2003). 

Fig. 6: Coniferous forest of low canopy near the tree line with Thuja koraiensis and Pinus koraiensis 

(Thujo koraiensis-Piceetum jezoensis), Myohyangsan Mts (Photo J. Kolbek). 

Species rich thermophilous pine-oak forests on mineral poorer and shallower soils: 

Rhododendro mucronulati-Pinion densiflorae


Tree layer: Fraxinus rhynchophylla, Pinus densiflora, Quercus acutissima, Q. dentata, Q. 

mongolica 

Shrub layer: Benzoin obtusilobum, Clematis mandshurica, Euonymus alata, Fagara 

schinifolia, Indigofera kirilowii, Juniperus rigida, Lespedeza daurica, Prunus leveilleana, 

P. nakaii, Rhododendron mucronulatum, Vitis amurensis 

Herb layer: Artemisia keiskeana, Asparagus oligoclonus, Aster scaber, Atractylodes koreana, 

Carex lanceolata, Festuca ovina, Iris rossi, Lilium *partheneion, Lysimachia 

clethroides, Meehania urticifolia, Miscanthus sinensis, Patrinia villosa, Platycodon 

grandiflorus, Polystichum polyblepharon, Potentilla fragarioides, Prunella asiatica, Rhaponticum 

uniflorum, Rubia *pratensis, Saussurea eriophylla, Sophora flavescens, Spodiopogon 

sibiricus 

Phytocoenological unit: 

Festuco ovinae-Pinetum densiflorae 

Distribution: Ljongaksan Mts and Taesongsan Mts (Kolbek et al., 2003). 

3) In the southern warm and precipitation-rich subpacific regions, mainly in Kumgangsan 

Mts, taxa such as Acer sp. div., Quercus sp. div. and Magnolia sieboldii are representatives 

of trees. Species of the genus Lespedeza, Smilax, Viburnum or Weigela are the 

most frequent dominant shrubs. 

Subalpine region in North Korea is represented predominately by Myohyangsan and 

Kumgangsan Mts. Beside coniferous trees (Abies nephrolepis, Juniperus sargentii, Pinus 

koraiensis, Thuja koraiensis) and evergreen broad-leaved plants also woody bamboo 

(Sasamorpha purpurascens var. borealis), and stenoecious endemic species, such as Forsythia 

ovata or Pentactina rupicola occur there.Limited data on vertical distribution of 

species provide Kolbek and Kučera (1989, 1999), Kong and Watts (1993), Kolbek et al. 

(2001) and herbarium collections by Boratyński (1984). Altitudinal ranges of selected species, 

evincible extended based on our data, are illustrated in table (Tab. 3), e.g. Acer pseudosieboldianum, 

Carpinus cordata, Fraxinus rhynchophylla, Magnolia sieboldii, Syringa 

palibiniana and Weigela florida. The table shows also new floristic findings, e.g. Marlea 

macrophylla, Schizandra chinensis, and common species Rhododendron mucronulatum. 

Semi-deciduous forests with Zelkova serrata, several species of Quercus and many species 

in the shrub layer (e.g. Codonopsis lanceolata, Callicarpa dichotoma, Rhus javanica, 

R. verniciflura and Solenolantana carlesii) are the representative type of vegetation in the 

central part of the Peninsula, near the border with South Korea. 

The soils of thermophilous pine-oak forests are very to moderate acidic with pH 3.9– 

5.2; the soil of clearings is also very acidic (pH = 3.8). 

This region is typical by following list of species and phytocoenological units: 

Species rich thermophilous oak forests (including the most North localities of Sasamorpha 

*borealis): Lindero-Quercion mongolicae 

Tree layer: Acer pseudosieboldianum, Carpinus cordata, C. coreana, C. laxiflora, Cas 

135

136 


tanea crenata, Fraxinus rhynchophylla, Micromeles alnifolia, Pinus densiflora, Quercus 

acutissima, Q. dentata, Q. mongolica, Q. serrata, Q. variabilis 

Shrub layer: Benzoin obtusilobum, Callicarpa dichotoma, Corylus mandshurica, Deutzia 

prunifolia, Lespedeza hedysaroides, L. maximowiczii, Palura paniculata, Kalopanax 

pictus, Rhododendron mucronulatum, R. schlippenbachii, Stephanandra incisa, Styrax 

obassia, Viburnum wrightii, Weigela florida 

Herb layer: Ainsliaea acerifolia, Artemisia keiskeana, Asperula maximowiczii, Aster 

scaber, Carex lanceolata, C. siderosticta, Disporum smilacinum, Galium trifloriforme, 

Melampyrum roseum, Osmunda claytoniana, Pteridium aquilinum, Sasamorpha *borealis, 

Smilax nipponica, Solidago japonica, Spodiopogon sibiricus, Syneilesis palmata, 

Vaccinium koreanum 


Saso-Quercetum mongolicae 

Artemisio-Quercetum mongolicae 

Syneilesio palmatae-Carpinetum laxiflorae 

Distribution: Kumgangsan Mts, Chonmasan Mts and Sujangsan Mts, Myohyangsan 

Mts, Ljongaksan Mts, surrounding of Kaesong (Kolbek et al., 2003). 

Substitute communities after pine-oak forests: Weigelo floridae-Fagarion schinifoliae 

Shrub layer: Acer pseudosieboldianum, Benzoin obtusilobum, Fagara schinifolia, Indigofera 

kirilowii, Juniperus rigida, Lespedeza bicolor, Micromeles alnifolia, Pinus densiflora, 

Quercus mongolica, Rhododendron mucronulatum, R. schlippenbachii, Rhus javanica, 

Rosa multiflora, Securinega suffruticosa, Stephanandra incisa, Vaccinium koreanum, 

Weigela florida 

Herb layer: Agrimonia pilosa, Artemisia keiskeana, Asplenium sarelii, Aster ageratoides, 

Atractylodes ovata, Boehmeria spicata, Carex nanella, C. siderosticta, Chrysanthemum 

coreanum, C. indicum, Hemerocallis minor, Ligusticum obtusifolium, Lilium lancifolium, 

Miscanthus sinensis, Paraixeris denticulata, Polygonatum humile, Rubus crataegifolius, 

Saussurea nivea, Smilax sieboldii, Spodiopogon sibiricus 


Lilio lancifolii-Rhododendretum schlippenbachii 

Indigofera kirilowii-Securinega suffruticosa community 

Distribution: Sujangsan Mts (Kolbek et al., 2003). 

4. Azonal forest and shrub vegetation of the northern Korean Peninsula 

In the North Korea, beside the zonal vegetation mentioned above, probably numerous 

forest and shrub communities occur, which were not studied. Marginally were analysed 

communities of riverside willows and artificial stands of locust tree. In lower and middle


altitudes in natural habitats of pine-oak forests the monoculture stands of pine Pinus densiflora 

are commonly cultivated. 

Tab. 3: Vertical distribution of selected woody species in the high mountain ranges of the middle 

mountain region and southern warm region (Myohyangsan and Kumgansan Mts) 

Willow shrubs of (mountain) riversides: Salicion gracilistylae 

Shrub layer: Salix gilgiana, S. gracilistyla, S. koriyanagi, S. rorida, S. siuzevii 

Herb layer: Agropyron *transiens, Artemisia asiatica, A. feddei, Cassia nomame, Commelina 

communis, Cuscuta japonica, Oenothera lamarckiana, Phragmites japonica, 

Rumex acetosella, Stachys japonica, Viola yezoensis 

137

138 



Artemisio feddei-Salicetum gracilistylae 

Distribution: Changbaishan Mts, Chonmasan Mts, Ljongaksan Mts, Myohyangsan 

Mts, Sujangsan Mts, Taesongsan Mts, Kumgangsan Mts (Jarolímek and Kolbek, 2006). 

Artificial stands of locust tree: Chelidonio-Robinion 

Tree layer: Robinia pseudo-acacia 

Shrub layer: Humulus japonica 

Herb layer: Agrimonia pilosa, Agropyron *transiens, Ambrosia artemisifolia, Calamagrostis 

arundinacea, Carduus crispus, Carex lanceolata, Cleistogenes hackelii, Commelina 

communis, Chelidonium majus, Chenopodium album, Chrysanthemum indicum, 

Diarrhena japonica, Erigeron annuus, Lactuca raddeana, Persicaria mitis, Rubus crataegifolius, 

R. parvifolius, Viola mandshurica 


Commelino communis-Robinietum pseudoacaciae 

Distribution: capital city Pyongyang and larger outskirts; southern of Hedju; Kumgangsan 

Mts, near monument Ponghari (Kolbek and Jarolímek, 2008). 

5. Conclusion 

Even though the research was performed on the limited territory of the North Korea 

only, relatively wide spectrum of founded and floristically well characterised forest and 

shrub vegetation units provides the sound basic information on variability of the forest 

vegetation. Broadleaved deciduous forests are comparable to the similar vegetation in the 

north-east Asia (e.g. Krestov et al., 2006). Coniferous forests dominated by Larix olgensis 

belong to wider group of the Siberian larch forests with Larix sibirica agg. 

Acknowledgements 

We thank colleagues S.-H. Li, H.-D. Hoang and G.-S. An (Institute of Botany, Pyongyang) 

for help in the field with collection of relevés, M. Valachovič (Institute of Botany, 

Bratislava) for kindly provision of photo (5) and comments on previous version of the 

text, and I. Rajznoverová for technical assistance. The participation of the first author was 

possible due to research project of Academy of Sciences of the Czech Republic AV0Z 

60050516, and its Grant Agency (projects No. A6005807 and A60554).

REFERENCES 


Anonymous, (1972–1976) Flora Coreana. Vols. 1–7. Pyongyang: Pedagogical Publ. 

House. (in Korean) 

Anonymous, (1978) Flora Republicae Popularis Sinicae. VII. Bejjing: Agend. Acad. 

Sinicae Edit. 

Anonymous, (1979) Flora Coreana. Appendix. Pyongyang: Edit. Sci. R.P.D.C. (in Korean) 

Anonymous, (1986) Illustrated woody plants of Korea. Seul: Forest Res. Inst. (in Korean) 

Boratyński, A. (1984) ‘Herbarium materials of trees and shrubs from the Democratic 

People´s Republic of Korea collected in the years 1978 and 1980’, Fragm. Flor. Geobot. 28: 

555-589. 

Box, E.O. and Choi, J. (2003) ‘Climate of North Asia’, pp. 5-31 in J. Kolbek, M. Šrůtek 

and E.O. Box (eds) Forest vegetation of Northeast Asia. Kluwer Academic Publ. 

Braun-Blanquet, J. (1964) Pflanzensoziologie. 3. Aufl. Wien & New York. 

Charkevicz, S.S. (ed.) (1985–1989) Plantae vasculares orientalis extremi Sovietici. Tomus 

1–4. Leningrad: Nauka. (in Russian) 

Choe, D.-M. (1980) Musci-Hepaticae. Illustrated flora and fauna of Korea 24. Seoul: 

Ministry of Educ. Korea. 

Jarolímek, I. and Kolbek, J. (2006) ‘Plant communities dominated by Salix gracilistyla 

in Korean Peninsula and Japan’, Biologia 61: 63-70. 

Jarolímek, I. and Schlosser, G. (1997) ‘FYTOPACK – a system of programs to process 

phytosociological tables’, Biologia 52: 53-59. 

Kolbek, J. and Jarolímek, I. (2007) ‘Vegetation of Paektu Mt. alpine tundra and changes 

of species composition in its ecotone’, Linzer Biol. Beitr. 39(2): 707-725. 

Kolbek, J. and Jarolímek, I. (2008) ‘Man-influenced vegetation of North Korea’, Linzer. 

Biol. Beitr. 40(1): 381-404. 

Kolbek, J., Jarolímek, I. and Valachovič, M. (2003) ‘Forest vegetation of the northern 

Korean Peninsula’, pp. 263-361 in J. Kolbek, M. Šrůtek and E.O. Box (eds) Forest vegetation 

of Northeast Asia. Geobotany 28, Dordrecht, Boston & London: Kluwer Academic 

Publ. 

Kolbek, J. and Kučera, M. (1989) A brief survey of selected woody species of North 

Korea (D.P.R.K.). Průhonice: Inst. Bot. Acad. Sci. Czech Rep. 

Kolbek, J. and Kučera, M. (1999) A brief survey of selected woody species of North 

Korea (D.P.R.K.). II. Průhonice: Inst. Bot. Acad. Sci. Czech Rep. 

Kolbek, J., Kučera, M., Jarolímek, I. and Valachovič, M. (2001) Distribution and phytocoenology 

of selected woody species of North Korea (D.P.R.K.). Průhonice: Inst. Bot. 

Acad. Sci. Czech Rep. 

Kong, W.-S. and Watts, D. (1993) The plant geography of Korea with an emphasis on 

the alpine zones. Dordrecht: Kluwer. 

Košťák, M., Krestov, P.V. and Okitsu, S. (2003) ‘Basic geomorphological and geological 

characteristics of Northeast Asia’ pp. 33-49 in J. Kolbek, M. Šrůtek and E.O. Box (eds) Forest 

vegetation of Northeast Asia. Kluwer Academic Publ. 

Krestov, P.V., Song, J.-S., Nakamura, Y. and Verkholat, V.P. (2006) ‘A phytosociological 

survey of the deciduous temperate forests of mainland Northeast Asia’, Phytocoenologia 

36(1): 77-150. 

139

140 


Menickij, J.I. (1984) Duby Azii. Leningrad: Izd. Nauka. (in Russian) 

Nakagoshi, N. (1995) ‘5. Pine forests in East Asia’, pp. 85-104 in E.O. Box et al. (eds) 

Vegetation Science in Forestery. Kluwer Acad. Publ. 

Oh, J.S., Shin, J.H. and Lim, J.H. (2000) ‘Long-term ecological research programme in 

Forestry Research Institute, Korea’, Korean J. Ecol. 23(2): 131-134. 

Ohwi, J. (1965) Flora of Japan. Washington, D.C. 

Podani, J. (1993) SYN-TAX-pc. Computer programs for multivariate data analysis in 

ecology and systematics. Vers. 5. Budapest: Scientia Publishing. 

Qian, H., Yuan, X.-Y. and Chou, Y.-L. (2003) ‘Forest vegetation of Northeast China’ pp. 

181-230 in J. Kolbek, M. Šrůtek and E.O. Box (eds) Forest vegetation of Northeast Asia. 

Kluwer Academic Publ. 

Rehder, A. (1962) Manual of cultivated trees and shrubs. New York. 

Ri, J.-D. and Hoang, H.-D. (1984) Sigmulmjongsadzon (List of plant names). Pyongyang: 

Goahakbaekgoasadzon-Tschulpansa. (in Korean) 

Sokolov, T.I. (1977, 1980, 1986) Arealy derevjev i kustarnikov SSSR. I., II., III. Leningrad: 

Izd. Nauka. (in Russian) 

Vorobjev, D.P. (1968) Dikorastuščije derevja i kustarniky Dalnego Vostoka. Leningrad: 

Izd. Nauka. (in Russian) 

Voroshilov, V.N. (1982) Opredelitel rastenij Sovetskogo Dalnego Vostoka. Moscow: 

Nauka. (in Russian) 

Westhoff, V. and van der Maarel, E. (1978) ‘The Braun-Blanquet approach’ pp. 287-399 

in R. H. Whittaker (ed.) Classification of plant communities. The Hague: W. Junk. 

Yim, Y.-J. (1995) ‘13. Composition and distrubution of deciduous broad-leaved forests 

in Korea’, pp. 273-298 in E.O. Box et al. (eds) Vegetation Science in Forestery. Kluwer 

Acad. Publ. 

Zaikonnikova, T.J. (1966) Dejcii, dekorativnije kustarniky. Moskva & Leningrad: Izd. 

Nauka. (in Russian)

BOSQUES AMAZÓNICOS Y LA SOSTENIBILIDAD DE LA “ABUNDANCIA”, 

DE LOS HIJOS DEL TABACO, LA COCA Y LA YUCA DULCE. LA CHORRERA, 

AMAZONAS 

Resumen 

LUIS EDUARDO ACOSTA MUÑOZ 

Se presentan las reflexiones adelantadas con los pueblos indígenas Uitoto, Okaina, Bora y 

Muinane de La Chorrera, Amazonas; donde se señalan las actuales dificultades existentes 

sobre el uso y manejo de los espacios cultivados, que afectan a la población indígena y a su 

sistema de autosuficiencia alimentaria; se resalta como la intensificación de esa problemática, 

generaría mayores en consideración a la sostenibilidad de sus modos de vida y por ende 

a la sustentabilidad de los bosques amazónicos. De igual forma se recogen los derroteros de 

parte de los pueblos indígenas, encaminados a fortalecer las representaciones culturales que 

permiten la práctica de los espacios cultivados, en el marco de su cosmovisión como es la 

de contar con la fuerza del tabaco, la coca y la yuca dulce, para la superación de los mismos. 


Los sistemas de producción de las actuales sociedades indígenas de la Amazonía colombiana, 

se basan en la interrelación y complementariedad de actividades como la agricultura, 

la pesca, la caza y la recolección; labores que se ejecutan de acuerdo a pautas culturales 

tradicionales. Es considerado un sistema adecuado a las características del medio 

ambiente, en el que la disponibilidad de los recursos está sujeta a la oferta ambiental (La 

Rotta, 1982; Schroder, Castro, Román & Jekone 1987; Garzón & Macuritofe, 1992; Van der 

Hammen (1992); Acosta, 2000; Acosta, Mazorra, 2005). 

La agricultura de subsistencia indígena se caracteriza por la gran variedad de especies 

cultivadas, asegurando una alimentación humana adecuada y equilibrada y un menor 

riesgo de plagas, ya que la mezcla de diferentes especies hace difícil la dominación y 

propagación explosiva de insectos y plagas mono específicos (Schroder, Castro, Román 

& Jekone 1987; Garzón & Macuritofe, 1992). En esta dirección, Garzón & Macuritofe 

(1992) afirman que la chagra es el manejo más adecuado del ecosistema amazónico, ya 

que permite el mantenimiento del equilibrio en la regeneración del bosque; lo cual es 

posible gracias al conocimiento cultural acumulado sobre los recursos y el manejo de los 

espacios cultivados. Según Gainza, Acosta, Bernal (2008), el sistema de cultivo tradicional 

indígena, se considera como un agroecosistema que copia los ciclos y flujos de materia y 

energía del bosque natural, además de reforzar valores sociales y culturales milenarios de 

los pueblos indígenas amazónicos. Por eso, las especies cultivadas sirven para garantizar la 

seguridad alimentaria, así como para conservar la agrobiodiversidad amazónica. 

De acuerdo con Van der Hammen (1992), se considera que la chagra no es un intento 

de imitar la selva que la rodea, sino un espacio estructurado según modelos espaciales y 

sociales indígenas. En general, se coincide en afirmar que éste sistema permite a los indígenas 

manejar la selva de manera que este no se desestabiliza, siendo más bien su tendencia 

a conservarla y utilizarla de una manera racional.

142 


2. Los pueblos indígenas hijos del tabaco, la coca y la yuca dulce, de la Chorrera, 

Amazonas 

El complejo cultural de la Chorrera corresponde a la presencia de los grupos étnicos 

Uitoto, Bora, Okaina y Muinane, los cuales se autodenominan los hijos del tabaco, la coca 

y la yuca dulce; este se localiza en el centro del departamento del Amazonas. Tiene una 

extensión aproximada de 13.078 km2 (Gutiérrez, Acosta, Salazar, 2004) y cuenta con una 

población de 2.510 habitantes (DANE, 2005). La población se distribuye en 20 cabildos, 

siendo los Uitoto la etnia más representativa con una presencia de 344 familias (78%). 

En menor número se encuentran las etnias Bora (11%) con 48 familias, Okaina (6%) con 

25 familias, Muinane (2%) con 7 familias y otras etnias (3%) con 13 familias. Sus territorios 

se vieron envueltos en los rigores de la economía extractiva del caucho natural desde 

comienzos del Siglo XX y que culminó hacia el año 1932, con el conflicto colombo – peruano, 

mediante el cual Colombia recupero la soberanía de los territorios del sur de la 

Amazonia (Farekatde (2004). En este periodo histórico los pueblos indígenas fueron objeto 

de intensos y dramáticos procesos de esclavitud, genocidio y desplazamiento forzado, 

extinción de linajes, clanes y tribus enteras, generados por la Casa Arana como formas 

para la obtención y acopio del caucho natural. 

Figura 1: Localidad de la Chorrera. Río Laará-Paraná 

3. Conocimiento tradicional asociados a los bosques amazónicos 

Los pueblos indígenas de La Chorrera iniciaron un proceso de reconstrucción social 

y cultural en sus territorios ancestrales, que se vió fortalecido por la declaratoria del Resguardo 

Predio Putumayo en 1988 por parte del Estado colombiano. Desde ese año, los 

pueblos indígenas se adentran a fortalecer su autonomía cultural y territorial, a partir de 

la conformación del Plan de Vida y Ordenamiento de los Hijos de Tabaco, Coca y Yuca 

dulce vigente (Azicatch, 2006). 

En ese marco, se puede afirmar que las comunidades indígenas poseen un extenso conocimiento 

no solo del medio natural, sino de los procesos productivos tradicionales que 

se despliegan para un aprovechamiento óptimo de los recursos naturales; permite contar 

no solo, con la abundancia de alimentos y bienestar para las familias, sino también el cui-

Luis Eduardo Acosta Muñoz 

dado y sostenimiento del medio natural, así como la reproducción de los conocimientos 

y prácticas tradicionales básicas para el manejo de los espacios cultivados. La existencia 

de normas y/o principios tradicionales, necesarios de asumir y practicar a nivel familiar, 

permiten hacer una buena chagra y obtener una buena producción que sustenta el comer 

y vivir bien. Conocer y practicar dichos principios, facilita a las familias indígenas, saber 

el estado del ecosistema para la realización de las prácticas de uso y manejo en las chagras. 

Los principios fundamentales tradicionales para la práctica de uso y manejo de las 

chagras, se sustentan en la existencia de unos indicadores del ecosistema, que representa 

los periodos a tener en cuenta para la apertura, manejo y aprovechamiento de los productos 

de las chagras. Se parte por exigir a las familias indígenas: la revisión de la palabra de 

abundancia comprometida con la naturaleza, respecto del periodo anterior de producción, 

con el propósito de renovar el convenio con la naturaleza; control al trabajo familiar 

por medio de las dietas (dietar), que permita una concentración para hacer chagra y los 

tipos de chagras que se esperan abrir; una adecuada elección del terreno y las labores de 

socala, tumba, picada, quema, siembra, cuidado y aprovechamiento. Los principios igualmente 

precisan, que es necesario compartir los productos de las chagras y tener buena 

disponibilidad de alimentos para la práctica de la minga, como una estrategia de trabajo 

colectivo para lograr la sostenibilidad de los espacios de cultivo. 

4. Estado de las prácticas sociales y culturales que afianzan la capacidad productiva 

de las chagras 

En la actualidad las familias indígenas que hacen parte del complejo cultural de La 

Chorrera, asumen con mayor frecuencia una vinculación con las economías locales, las 

instituciones del Estado, Ong y la sociedad nacional. Se observa una tendencia en la cual 

no todas las familias indígenas cumplen con las normas tradicionales, tendiendo a descuidar 

e incumplir el conocimiento tradicional en el uso y manejo de las chagras que son 

necesarias de practicar para hacer una buena chagra y obtener una buena producción, que 

garantice la sostenibilidad de los sistemas alimentarios y que aseguren comer y vivir bien. 

Lo anterior, es un indicio de que ciertas prácticas culturales como la de efectuar una buena 

revisión de las experiencias espirituales y materiales de los convenios con la naturaleza 

anteriores, no se realizan en su momento. La no práctica de las enseñanzas tradicionales 

para el uso y manejo de los espacios cultivados, conlleva a no manejar adecuadamente los 

cambios climáticos que podrían afectar algunas de las prácticas de la chagra. 

Algunas familias indígenas tienden a desconocer la autoridad tradicional; así como 

también parece existir una cierta descoordinación entre los ancianos que manejan los 

indicadores del ecosistema y que asimismo, no ponen en práctica sus conocimientos en 

las labores de la chagra. El no tener en consideración el manejo del tiempo y los cambios 

climáticos, se viene propiciando un descontrol entre los chagreros. Estaría indicando un 

proceso en marcha de pérdida del conocimiento tradicional asociado con la sostenibilidad 

del sistema alimentario, que podría considerarse como una situación que reviste cierta 

gravedad en los procesos de transmisión de los conocimientos tradicionales; lo anterior, 

en el marco de una de las características demográficas del departamento del Amazonas, 

como es la de contar con una mayoría de población muy joven y que además el segmento 

de población de mayor de 45 años sobre el que se sustenta la reproducción de los conocimientos 

tradicionales, tiende a ser muy baja. 

De otra parte, se observa como algunas familias tienden a generar otros usos y manejos 

143

144 


de las chagras, dando mayor énfasis a la venta de productos de subsistencia que le permiten 

contar con un ingreso económico para cubrir ciertas necesidades impuestas (Figura 

2); lo anterior, con profundas repercusiones tanto en la relaciones internas familiares, 

como el descuido de la práctica de los bailes tradicionales que contribuyen también a un 

deterioro de la identidad indígena. Lo anterior, frente a la tendencia de la menor práctica 

de la solidaridad, que se evidencia en la pérdida de la costumbre para el intercambio de 

los productos obtenidos, la menor participación en el trabajo asociado, y una mayor dedicación 

a la venta de los productos obtenidos de las chagras en el comercio local. 

Figura 1. Destino de la producción por tipo de chagra indígenas. Complejo cultural de La Chorrera, 

Amazonas. Fuente: Encuesta caracterización chagras, SINCHI – AZICATCH. 2007 

Es notable como la presencia de algunas instituciones públicas y privadas (Ong), gestionan 

y ejecutan proyectos para los pueblos indígenas, desconociendo tanto sus Planes de 

Vida como su organización cultural, sus modos de vida y de producción. Son programas y 

proyectos que por no ser consultados y concertados previamente con las comunidades, no 

responden a sus necesidades y demandas reales. No se respetan los derechos de los pueblos 

indígenas, así como desconocen tanto la realidad sociocultural, política y económica, 

como sus planes de vida y gobierno propio. Junto a lo anterior, un fuerte impacto de 

las políticas públicas sobre los planes de vida indígenas, lo que trae una inadecuada planeación 

e inversión de los recursos destinados para la ejecución de los proyectos con una 

frustración de las comunidades por actividades inconclusas, entre otros. 

5. Reconocimiento tradicional para el fortalecimiento del conocimiento tradicional 

asociado a las chagras y la sostenibilidad de los bosques amazónicos 

En los Encuentros de Intercambio de Saberes que se adelantaron en el corregimiento 

de La Chorrera entre los pueblos indígenas Uitoto, Okaina, Bora, Muinane y el Instituto 

Amazónico de Investigaciones Científicas - Sinchi, entre los años 2007 a 2009; abrió un 

espacio para adelantar una reflexión con las autoridades tradicionales, cuyas memorias


recogen la postura frente a las problemáticas que se viven en torno al estado del conocimiento 

tradicional que sustenta el uso y manejo de la chagra como ordenadora ambiental 

en los territorios ancestrales. Se parte por aseverar, que es necesario profundizar un 

diálogo y empalme entre ancianos, familias y jóvenes, para que no se presente el descontrol 

y el desequilibrio con el conocimiento tradicional. El comprometer una interacción 

entre los ancianos y familias jóvenes, reafirma la voluntad por la sostenibilidad de los 

aspectos simbólicos de una ética indígena actuante para asumir el manejo de los indicadores 

del ecosistema. Por eso, la necesidad de adelantar un proceso de fortalecimiento 

de las representaciones culturales, de uso y manejo tradicional de las prácticas del ciclo 

de chagras, con jóvenes y familias; así como las capacidades para la sostenibilidad de la 

diversidad de semillas propias, base de su alimentación de subsistencia. Lo anterior, por 

que se prevé que en el largo plazo podría presentarse una pérdida del conocimiento tradicional, 

asociado al uso y manejo de sus propias chagras. 

A modo de conclusión, la sustentabilidad de los bosques amazónicos y los modos de 

vida de los pueblos indígenas que los habitan, compromete a las políticas públicas en Colombia, 

a ser acordes con el rol de las prácticas culturales que se despliegan en sus sistemas 

alimentarios de subsistencia; en el marco de entender que la práctica de la agricultura 

tradicional se garantiza, por la práctica del conocimiento tradicional que se tiene sobre 

el ecosistema. Se podría afirmar que los procesos de cooperación entre las instituciones 

del Estado, Ong y los pueblos indígenas en la Amazonia colombiana, amerita una alta 

coordinación, con las autoridades tradicionales. Este aspecto es relevante, en la medida de 

poder conformar convenios y alianzas de cooperación, analizados y revisados de acuerdo 

con el plan de vida y ordenamiento territorial, previa concertación y consultas con las 

Autoridades tradicionales. Las alianzas entre las instituciones del Estado, Ong, entre otros, 

con los pueblos indígenas, se sustentan en sus derechos constitucionales, así como en el 

reconocimiento de las autoridades tradicionales y sus organizaciones. 

BIBLIOGRAFÍA 

Acosta, LE. 2001. ‘Los sistemas de producción de la etnia Ticuna del Resguardo de 

Puerto Nariño, sur del Trapecio Amazónico: una aproximación socioeconómica’. En: Cuadernos 

de Desarrollo Rural Nº 46 (Primer semestre). Pontificia Universidad Javeriana. 

Bogotá. Pág. 101 – 132. 

Acosta, LE; Mazorra, A. 2004. ‘Enterramientos de masas de yuca del pueblo Ticuna: 

Tecnología tradicional en la várzea del Amazonas colombiano’. Editores Luis Eduardo 

Acosta Muñoz, Augusto Mazorra Valderrama. Leticia, Colombia: Instituto Amazónico de 

Investigaciones Científicas, Sinchi, Septiembre de 2004. 109 p. 

Asociación Zonal Indígena de cabildos y Autoridades Tradicionales de la Chorrera- 

AZICATCH; Instituto Sinchi. 2006. Proyecto: ‘Fortalecimiento de las prácticas y representaciones 

tradicionales de la Chagra indígena de los Uitoto, Bora, Okaina y Muinane del 

Complejo Cultural Central de La Chorrera (Amazonas)’. Leticia, Amazonas. 36 p. 

DANE. 2005. ‘Resultados Censo general de población en Colombia’. 

Dinamizadores Indígenas Azicatch. 2008 – 2009. ‘Encuentros de intercambio de saberes’. 

Casa para el Intercambio de Saberes “MONIFUE AR+ MONAITAY+KO”. Instituto 

Sinchi. La Chorrera, Amazonas. 

145

146 


Farekatde, N. 2004. ‘La cultura de tabaco y coca: análisis crítico sobre su reconstrucción 

socio-cultural, de la explotación cauchera’. Facultad Latinoamericana de Ciencias Sociales 

FLACSO. Sede Académica de Ecuador. Maestría en Ciencias Sociales con especialización 

en estudios étnicos. Bogotá. 159 p. 

Gutiérrez, , F; Acosta, LE; Salazar, CA (2004). Perfiles urbanos en la Amazonia Colombiana. 

Un enfoque para el desarrollo sostenible. Instituto Amazónico de Investigaciones 

Científicas – SINCHI. Bogotá. 258 p. 

Gainza, X., Acosta, LE. & Bernal, H. (2008). ‘Territorio, tecnologías del conocimiento 

tradicional y desarrollo. Apuntes para la gran amazonia continental suramericana’. XI Jornadas 

de Economía Crítica. Bilbao. Extraído el 20 de marzo de 2009. 

http://www.ucm.es/info/ec/ecocri/cas/Bernal_Zamudio_8.pdf. 

Arzón, NC. & Macuritofe, V. (1992). ‘La noche, las plantas y sus dueños. Aproximación 

al conocimiento botánico en las culturas amazónicas’. Corporación Araracuara – COA. P. 

La Rotta, C. (1982). ‘Observaciones etnobotánicas de la comunidad Andoque de la 

Amazonia colombiana’. En: Colombia Amazónica, 1 (1), 53 – 67. 

Schroder, T., Castro, B., Román, O., Jekone, M. (1987). ‘Estudio de un sistema agrícola 

tradicional en Araracuara’. En: Colombia Amazónica, Vol.2, N° 2, diciembre de 1987. Pág. 

31 – 50. 

Van Der Hammen, MC. 1992. El manejo del mundo. Naturaleza y sociedad entre los 

Yukuna de la amazonia colombiana (2a Ed.). Bogotá: Tropenbos-Colombia

BOSQUES INUNDABLES DE LA AMAZONÍA: AMBIENTES ACUÁTICOS ES- 

TRATÉGICOS 

Resumen 

RENÉ LÓPEZ CAMACHO & NELLY RODRIGUEZ ERASO 

Los bosques inundables constituyen ambientes acuáticos estratégicos dentro de la gran 

cuenca amazónica, ya que se comportan como ecosistemas terrestres y acuáticos influenciados 

por los diferentes tipos de agua que le dan origen (blancas, negras, claras y mixtas), 

que hacen que existan cambios profundos y constantes sobre las plantas y animales que allí 

coexisten, desarrollando adaptaciones especiales para su crecimiento. Este escrito resalta 

la importancia ecológica de estos bosques y demuestra que el agua representada por los 

pulsos de inundación es factor importante en su modelación y funcionamiento y gran parte 

de las especies vegetales son vitales para las comunidades amazónicas, pues de allí obtienen 

una gran diversidad de productos forestales maderables y no maderables. Se han registrado 

cerca de 250 especies de plantas empleadas como alimento, medicinas, artesanales, maderables, 

fibras, tintes, entre otros. La actual destrucción y transformación de estos ecosistemas 

puede ser una de las amenazas principales sobre la diversidad de la cuenca amazónica ya 

que no sólo puede ocasionar una pérdida a nivel de peces de agua dulce, sino de muchas 

plantas exclusivas de estos ambientes inundables y de las cuales no se tiene aún claro su 

dinámica poblacional y su funcionalidad. 

1. El gran mar de agua dulce 

El majestuoso río Amazonas, que se extiende desde las partes altas de Perú hasta la 

costa atlántica de Brasil en un recorrido cercano a 6.500 kilómetros, muestra un paisaje 

dominado por el agua, el cual se prolonga más allá de su canal principal. No fue en vano 

que tan sólo hace una década en Expolisboa 98, fuera denotado como “el mar de agua 

dulce” debido a que en su desembocadura llegan aproximadamente 100.000 metros cúbicos 

de agua por segundo, dando vida a unos 2,5 millones de km2 del ecosistema terrestre 

más significativo del planeta: el bosque húmedo tropical. 

La cuenca amazónica, que abarca 6.878.761 Km2, es caracterizada por la presencia del 

recurso hídrico en cada uno de sus componentes: atmósfera, suelo y vegetación, creándose 

a nivel de ecosistemas adaptaciones hidrófilas especiales que caracterizan su flora 

y su fauna. Como lo anotaba Marlier en 1967, existen tres características fundamentales 

para la biota relacionada a estos ambientes: i) la composición química del agua asociada 

a las características geomorfológicas y geoquímicas y responsable de los tipos de agua 

presentes; ii) la suave inclinación de 1 a 2 cm/km de la región central de la cuenca que 

permite la formación de un complejo sistema de ríos meándricos y áreas periódicamente 

inundadas; y iii) la ausencia total de viejos y típicos lagos con la presencia de recientes 

lagos de “várzea”, combinados con áreas inundables y “lagos de cuenca” de ríos de aguas 

claras (Junk 1980). 

Estas características dan paso a la formación de zonas de la pluviselva que se comportan 

como ecosistemas acuáticos y ecosistemas terrestres y son llamados bosques inunda-

148 


bles, los cuales representan aproximadamente cerca del 3% del total de la selva amazónica 

(180.000 Km2), con profundidades que puede variar de 7 a 13 metros por año y extensiones 

de hasta 20 kilómetros selva adentro por ambos lados del cauce, constituyéndose 

en ecosistemas clave para entender la dinámica de la pluviselva amazónica, donde los 

regímenes de fluctuación del recurso hídrico son fundamentales para su mantenimiento 

y evolución. 

Los bosques inundables juegan un papel importante en los ecosistemas amazónicos, a 

manera de corredores biológicos, y cumplen diversas funciones como almacenamiento de 

agua, recarga de agua subterránea durante el periodo de inundaciones, lugar de reciclaje 

constante de nutrientes, hábitat de una alta diversidad de especies de plantas y un amplio 

rango de fauna, fuente de alimento para la fauna acuática y fuente de abastecimiento 

para la obtención de beneficios y provisión de alimento y recursos económicos a sus pobladores. 

Estos bosques, al igual que la mayoría de los ecosistemas, cambian a través del tiempo, 

pero su singularidad consiste en que su dinámica y procesos asociados están influenci 

dos por el elemento imprescindible para la vida: el agua, factor decisivo para que estos 

bosques sigan cumpliendo con su funcionalidad y puedan ser conservados en el tiempo. 

2. El agua: modelador de paisajes y estructuras en los bosques inundables 

Si bien la estructura de la selva húmeda tropical era ya floreciente por la época en que 

se formó el río Amazonas, su evolución y la distribución de la flora que conocemos hoy 

en día en los bosques inundables esta íntimamente ligada a la historia del río. Carina 

Hoorn (2006) sugiere que el río Amazonas no existía antes del Mioceno medio, es decir, 

hace unos 16 millones de años y que su nacimiento constituyó un proceso complejo que 

ha ejercido una influencia determinante en la evolución de su biota; paralelamente, los 

trabajos de Dobson et al. (2001) han mostrado que el río tardó al menos seis millones de 

años en convertirse en el actual sistema de drenaje transcontinental donde la trayectoria 

ininterrumpida del río, junto con sus afluentes y sus dinámicas en cambios de curso, da 

inicio a la expansión del bosque inundado, fomentando la diversidad en flora y fauna, y 

constituyéndose en un en medio para el transporte de semillas de los árboles asociados a 

la llanura inundable (semillas de los géneros Hevea, Euterpe, Macrolobium, Clusia, Mauritia). 

De otra parte, los continuos cambios en el curso de los tributarios y el labrado de 

su lecho han sugerido que los bosques han estado sujetos a continuas perturbaciones, 

logrando promover fenómenos de especiación (Gouldin 2004). 

Existen condiciones únicas que permiten que las especies arbóreas de los bosques inundables 

suelan ser diferentes a las presentes en bosques de tierra firme, y que las comunidades 

vegetales sometidas a inundación presenten adaptaciones para sobrevivir largos 

periodos a la anegación. Esta vegetación, sujeta a una fase terrestre y una fase acuática, 

presenta factores, procesos y características únicas que conforman su estructura y que se 

pueden resumir en: 

Tipos de aguas e inundación: Prance (1979) realizó una propuesta de clasificación de 

los bosques inundables en función del régimen de inundación y el tipo de agua. El tipo 

de inundación abarca bosques estacionalmente inundables (várzea e igapó estacional) y 

bosques permanentemente inundables (igapó permanente y pantanos permanentes). Los 

bosques de várzea baja están influenciados por inundaciones anuales entre 3 y 7 m., con 

una duración entre 50-240 días por año, mientras que en los bosques de várzea alta los

René López Camacho & Nelly Rodríguez Eraso 

niveles de inundación son menores a los 3 m. en promedio y la duración es menor a 50 

días por año (Wittmann et al. 2002). Duque et al. (1997), por su parte, reconocen en la 

Amazonia colombiana cuatro tipos de aguas: i) aguas blancas (várzea) de origen andinense 

que forman los ambientes más altos de productividad primaria de la región, donde 

el agua es turbia, amarilla arcillosa, rica en nutrientes, con alto contenido de sedimentos y 

baja transparencia; ii) aguas negras (igapó), que nacen en las peniplanicies muy antiguas 

de las tierras bajas, con poca cantidad de nutrientes y con una coloración negra dada 

por la presencia de los ácidos húmicos formados cuando la tasa de fijación de carbono 

por la fotosíntesis y la conversión parcial de compuestos del carbono en ácidos orgánicos 

solubles excede la tasa de descomposición total en dióxido de carbono; iii) aguas claras, 

originadas en el Escudo de Brasil y las Guyanas y en la Amazonia central, con sedimentos 

terciarios de origen fluvial o lacustre, con baja fertilidad; y iv) aguas mixtas o intermedias, 

que se forman por la confluencia de las aguas claras con cualquier otro tipo de agua; en 

este sentido las aguas claras o las aguas negras logran un enriquecimiento de las aguas 

blancas, produciendo un medio óptimo para la productividad primaria (Tabla 1 y Fig. 1). 

Tipo de agua Paisaje Ubicación 

Aguas blancas Llanuras aluviales andinenses 

de aguas barrosas con régimen 

meándrico y control estructural. 

Presentan varios niveles 

inundables: vegas; sobrevegas, 

terrazas bajas, medias y altas 

con amplitud de 10 a 50 km y 

valles hasta de 60 m de profundidad. 

Aguas negras Llanuras aluviales erosionales 

de ríos amazonenses de aguas 

negras con fuerte control estructural. 

Conformadas por un 

plano de inundación y uno a 

varios niveles de terrazas. 

Aguas mixtas o 

intermedias 

Llanuras aluviales de ríos amazonenses 

de aguas mixtas e intermedias. 

Conforman vegas y 

terrazas estrechas. 

Aguas claras Llanuras de pedimentos ondulada 

con valles estrechos a 

medios (> 200m) y llanuras 

aluviales menores con régimen 

meándrico y localmente rectilíneo 

controlados por fracturas 

del Escudo Guyanés. 

Río Amazonas 

Río Putumayo 

Río Caquetá 

Río Vaupés 

Río Taraira 

Río Inírida 

Río Apaporis 

Río Cotuhé 

Río Igará-paraná 

Río Puré 

Afluentes del río 

Guainía y río 

Vaupés 

Tabla 1. Tipos de ríos de la Amazonia colombiana y características de paisaje. 

149

150 


Figura 1. Tipos de ríos en la Amazonia.colombiana (a) Confluencia del Rio Cothue (aguas mixtas) 

al Rio Putumayo (aguas blancas) y (b)Confluencia del Caño Arzamasa (aguas claras) al Río Guainía 

(aguas negras) en la Amazonia colombiana. 

Topografía: Las variaciones topográficas de la cuenca, junto con la combinación de 

altos contenidos de sedimentos y materiales en suspensión en los ríos, principalmente 

los de aguas blancas, producen unos paisajes acuático-terrestres con una alta variedad de 

microhábitats (Campbell et al. 1992). Las planicies o planos de inundación generalmente 

con formas planas, plano cóncavas y plano convexas (0°-3°) presentan una diversidad en 

su relieve, con una estructura que cambia de manera ligera, durante y después de cada 

periodo de crecida, creando diversos procesos deposicionales que dan lugar a playas, crestas, 

depresiones, pequeñas cuencas inundadas y cauces abandonados y a todo un mosaico 

de diversos tipos de vegetación (Puhakka y Kalliola 1993). Con el avance de la sucesión 

vegetal, los árboles reducen la velocidad del flujo de agua y favorecen la deposición de 

sedimento y a medida que se forman las terrazas, la disección es mayor y el grado de inundación 

se reduce (Salo et al. 1986; Kalliola et al. 1991; Terborgh y Petren 1991). En las terrazas 

bajas se presentan encharcamientos ocasionales, un drenaje moderado a lento y las 

cimas conservan huellas de antiguos meandros mientras que en las terrazas medias a altas, 

las formas son ligeramente onduladas y el drenaje es moderadamente rápido (Jiménez y 

Botero 1999) (Fig. 2). 

Figura 2. Vegetación sucesional en el río Putumayo ocupando planos de inundación.La vegetación 

de borde conformada por gramineas y cyperaceas, seguidas por Senna reticulata (Caesalpiniaceae) y 

finalmente Cecropia membranacea


Modificaciones en raíces: La continua fluctuación de las inundaciones y los procesos 

de sedimentación reducen la difusión de oxígeno en el suelo e inciden en modificaciones 

morfológicas, principalmente a nivel de las raíces de las especies arbóreas. Aparte de que 

la raíz cumple su función de soporte de la planta, juega un papel importante en el aporte 

de oxígeno y como respuesta en la obtención de nutrientes en los bosques de inundación, 

siendo claves para el establecimiento de la planta y su sobrevivencia. Wittmann y Parolin 

(2005) del Instituto de Limnología del Max-Planck, han estudiado estas relaciones, encontrando 

que la ocurrencia de las diferentes formas de las raíces está relacionada con el 

tiempo de inundación y la dinámica geomorfológica de los hábitats. La presencia de raíces 

aéreas y adventicias constituye la respuesta ideal ante la escasez de oxígeno en la zona de 

radicación y se asocia a áreas donde se producen mayor tiempo de inundación y altas tasas 

de sedimentación. La formación de contrafuertes y raíces de zanco es otra estrategia que 

emplean los árboles en áreas donde el periodo de inundación es más corto y la sedimentación 

es menor (Fig. 3). Ayres (1993), en los bosques de várzea, notó que la presencia 

de especies de árboles que forman contrafuertes van ligados al gradiente de inundación, 

sugiriendo que estas estrategias aumentan el soporte de planta como una adaptación a 

la velocidad del agua y a las altas tasa de sedimentación o erosión y, por ende, son eficaces 

para reducir el peligro de caída del árbol (Henwood 1973; Crook et al. 1997). Otra 

modificación es la producción de mayor cantidad de biomasa de raíces finas durante la 

fase acuática (Witman y Parolin 2005), observándose por ejemplo en individuos de Senna 

reticulata (Caesalpiniaceae) y Himatanthus sucuuba (Apocynaceae), que la producción de 

sistemas de raíz subterráneos y de superficie aumenta con la inundación (Ferreira 2000; 

Parolin 2001). 

Figura 3. Desarrollo de raíces adventicias y tablares como estrategias de adaptación de bosques inundables. 

Symphonia globulifera (palo brea) y Minquartia guianensis (Acapú) 

Ecofisiología y productividad: Un aspecto interesante de los árboles en los bosques inundables 

es que su ecofisiología está ligada a los pulsos de inundación (Junk et al. 1989), 

presentando en términos generales una estación de crecimiento principal en la fase terrestre 

y una reducción de crecimiento en la fase acuática, lo que se corrobora en el incremento 

anual de los anillos presentes en la madera (Worbes 1997). La fenología de muchas 

especies es provocada por el pulso de la inundación, especialmente en los sitios bajos 

(Wittmann y Parolin 1999, Parolin et al. 2002, Schongart et al. 2002), y muchos árboles 

pierden sus hojas durante el periodo de aguas altas (Worbes et al. 1992), reduciéndose la 

151

152 


actividad fotosintética y el nivel de producción de hojas durante la fase acuática. Haugaasen 

y Peres (2005), en bosques de várzea e igapó, han mostrado que las inundaciones 

estacionales son un factor determinante de los patrones fenológicos de estos ecosistemas, 

diferente a lo que ocurre en los bosques de tierra firme, donde la precipitación y la irradiación 

parecen ser los factores más importantes. Así mismo, han encontrado que muchas 

especies exponen un ciclo supra anual reproductivo, por ejemplo Ceiba pentandra produce 

flores y frutos cada tres años (Gribel et al. 1999) y especies como Sloanea guianensis 

no florecen cada año (Ayres 1993). La combinación de los bosques inundables con los 

bosques adyacentes de tierra firme y sus asincronías en los tiempos de floración y fructificación, 

producen un mosaico de disponibilidad de alimentos, tanto en tiempo como en 

espacio, para polinizadores y frugívoros. Finalmente, Revilla (1990) identifica los bosques 

de várzea como una fuente de alimento para los peces con una producción de 15-20 toneladas/hectárea/año 

de semillas, constituyéndose en uno de los ecosistemas más productivos 

de la Amazonia. 

Diversidad: El tiempo de inundación o los flujos periódicos, que algunas veces alcanzan 

hasta los 10 metros en promedio y hasta 230 días por año, influencian la diversidad de 

especies de árboles y la estructura de los bosques inundables (Junk 1989; Ayres 1993; Wittmann 

et al., 2004), resultando una clara zonación a lo largo del gradiente de inundación. 

Se reconoce en forma general que la riqueza y diversidad de especies de árboles es menor 

en los bosques inundables que la encontrada en los bosques de tierra firme (Prance 1979; 

Balslev et al., 1987; Junk 1989) y que los bosques que permanecen con mayor tiempo de 

inundación son más bajos y la diversidad no llega a ser tan alta como en los bosques mejor 

drenados (Urrego 1997). 

Para los bosques de várzea central amazónicos, Worbes (1997) y Parolin (2000) han 

estimado la riqueza total de especies de árboles entre 250-300 especies y estudios a nivel 

fitosociológico adelantados por Urrego (1997) en bosques inundables del medio Caquetá 

en Colombia lograron distinguir 16 grupos que caracterizan siete asociaciones vegetales, 

en las cuales el número de especies varía entre 315-480 especies en sitios bien drenados de 

terrazas bajas y plano aluvial con inundación anual, hasta 61 especies en terrazas bajas mal 

drenadas. En sitios menos disturbados, los bosques son multiestratos y la riqueza de especies 

se incrementa a cerca de 50-100 especies por hectárea (Worbes et al. 1992; Worbes 

1997; Wittmann et al. 2002) presentándose una estructura en los bosques de várzea alta, 

similar a los bosques de tierra firme donde la riqueza de especies se logra incrementar 

entre 90–150 especies/ha (Nebel et al., 2001; Wittmann et al. 2002). 

3. Aprovechamiento forestal y potencialidades de uso 

Debido a su alta productividad, los bosques inundables, especialmente los de várzea, 

son uno de los ecosistemas más influenciados por actividades humanas en la Amazonia 

(Junk 2000). Los bosques son talados para diferentes actividades agrícolas como sustento 

para grandes centros poblacionales y establecimiento de ganadería; pese a ello, estos 

bosques son el hábitat de varias plantas que ofrecen recursos de alimentos para peces y 

otros grupos de organismos (Klenke y Ohly 1993; Barros y Uhl 1999). Los bosques de 

inundación y de tierra firme siempre han estado ligados al uso y tradición de las comunidades 

locales; si bien se ha enfocado una mayor atención a su diversidad íctica, la cual 

sólo en el sector de Leticia (Colombia) alcanza 364 especies de peces (Mojica et al., 2005), 

estos bosques albergan un potencial a nivel de su flora que aún no ha sido valorado en su


totalidad. 

Según Parolin (2002), el 60-90% de madera explotada en la Amazonia central y occidental 

proviene de bosques várzea, donde se extraen especies como Caraipa guianense, 

Ceiba pentandra, Virola calophylla, Calophyllum brasiliense y Ocotea cymbarum. La tala 

selectiva de estas especies puede conllevar a poner en riesgo la diversidad biológica de 

los ecosistemas inundables, por lo que es imprescindible efectuar cambios a las actuales 

formas de extracción y aprovechamiento, orientando acciones hacia un manejo integral 

tanto de los recursos maderables y no maderables, sin socavar sus poblaciones naturales. 

De acuerdo con la OTCA (1995) existen cerca de 2.000 especies de plantas útiles en la 

Amazonia y la gran mayoría de ellas están asociadas con el uso tradicional por parte de 

las comunidades indígenas que allí habitan. Los bosques inundables proveen un rango de 

productos y servicios de uso humano que contribuyen al beneficio de las comunidades 

amazónicas. Junto al beneficio que presta la biodiversidad existente en estos bosques, se 

asocian servicios ambientales como la regulación del ciclo del agua, control de erosión del 

suelo y la estabilización microclimática, entre otros. Estudios para la Amazonia colombiana 

muestran que el número de especies útiles que albergan estos ecosistemas puede 

superar las 250 (Urrego, 1997, López et al., 2006, López 2008), y gran parte de ellas son 

empleadas en la obtención de productos forestales no maderables, los cuales requieren ser 

mirados en detenimiento y ser incorporados en programas de manejo y aprovechamiento, 

teniendo en cuenta las características ecológicas del área. 

Las palmas, en sectores donde la inundación tiene mayor duración, constituyen uno de 

los grupos más importantes en la obtención de productos no maderables para las distintas 

comunidades. Especies como la canangucha (Mauritia flexuosa), asai (Euterpe precatoria) 

y milpesos (Oenocarpus bataua) que forman comunidades muy homogéneas conocidas 

como cananguchales, aguajales o buritizales, son fuente de recursos que actualmente requieren 

la aplicación de técnicas en la obtención de productos de valor agregado como 

palmito, artesanías, grasas o aceites. Así mismo, el manejo integral de estas poblaciones, 

permite la obtención de otro tipo de beneficios directos como la obtención de proteína 

animal, pues se reconoce la importancia de este grupo de palmas como fuente de alimento 

para muchos ungulados (Bodmer 1990; Aquino 2005). Una especie que ha representado 

beneficios a las comunidades locales es el camu-camu (Myrciaria dubia), debido 

a que forma asociaciones homogéneas en algunos sectores a lo largo del río Putumayo; el 

aprovechamiento de su fruta en Perú logró en el 2007, una exportación que alcanzó los 

4,98 millones de dólares, creciendo en un 127 % con respecto al 2006. 

En otras áreas fisiográficas, como el plano aluvial bien drenado, se presentan especies 

de importancia medicinal como la caferana (Croton bilocularis), el ajo sacha (Mansoa 

standleyi), y la huacapurana (Campsiandra angustifolia), la cual ha mostrado ser muy 

efectiva como antibacterial (Fig. 4), o especies de potencial alimenticio como el madroño 

(Garcinia madruno), los guamos (Inga ruiziana, Inga edulis) y hobo (Spondias mombin). 

En las terrazas bajas es frecuente la presencia de especies como el chicle (Lacmellea cf. gracilis), 

los cauchos o siringas (Hevea pauciflora, Hevea nitida), y especies medicinales como 

la papa de monte (Dracontium spruceanum) y el oje (Ficus insipida). 

El conocimiento y la comprensión de las especies con uso actual o potencial de los 

bosques inundables, requieren del planteamiento de programas de seguimiento y toma 

de información a largo plazo en los niveles de individuos, población, y ecosistemas. La 

búsqueda del manejo adecuado de estos recursos y su orientación hacia la participación 

de las comunidades locales, junto al establecimiento de formas de producción compatibles 

153

154 


con estos bosques como la implementación de sistemas agroforestales, permite hablar de 

un verdadero manejo sostenible de estos recursos, como bien lo expresan Chambers y 

Conway (1992) ”…un medio de vida es sostenible cuando puede afrontar y recuperarse del 

estrés y mantener o fortalecer las capacidades y los bienes, tanto ahora como en el futuro, sin 

socavar la base del recurso natural” 

Figura 4. Aprovechamiento de productos forestales no maderables (a) extracción de corteza de Huacapurana 

(Campsiandra angustifolia), (b) extracción de frutos de Asai (Euterpe precatoria),(c) tubérculo 

de Papa de monte (Dracontium spruceanum) empleado como antiofidico. 

Muchos de estos bosques inundables se encuentran en alguna situación crítica, con su 

consecuente afectación a la regulación hídrica de la cuenca y a los efectos derivados de ella 

como fluctuaciones extremas de caudales, inundaciones, erosión y pérdida de biodiversidad. 

Nuestro conocimiento sobre estos ecosistemas no es aún satisfactorio; es indudable 

que la deforestación de estas áreas sigue siendo el problema de mayor envergadura, por 

lo que urge tomar acciones inmediatas, desde los frentes sociales, políticos y económicos 

que impidan la desaparición de estos ambientes estratégicos. Pero estas acciones han de 

estar enmarcadas en un verdadero desarrollo que armonice los aspectos culturales con las 

características de oferta ambiental de estos ecosistemas. 

BIBLIOGRAFÍA 

Ayres, J.M.1993.’As matasde várzea do Mamirauá’. In: Sociedade civil Mamirauá (Ed.). 

Estudos de Mamirauá, Vol. 1, pp. 1–123. MCT CNPq, Brasilia. 

Aquino, R. 2005. ‘Alimentación de mamíferos de caza en los «aguajales» de la Reserva 

Nacional de Pacaya-Samiria (Iquitos, Perú)’. Rev. peru biol. [online]. oct./dic. 2005, vol.12, 

no.3 [citado 28 marzo 2008], p.417-425. http://www.scielo.org.pe/scielo.php?script=sci_ 

arttext&pid=S1727- 99332005000300009&lng=es&nrm=iso>. 

Balslev, H., Lutteyn, J., YllgardA, B. & Holm-Nielsen, L. 1987. ‘Composition and structure 

of adjacent unflooded and floodplain forest in Amazonian Ecuador’. Op. Bot. 92, 

37– 57. 

Barros, A.C. & UHL, C. 1999. ‘The Economic and social significance of Logging Op-


tions on the Floodplains of the Amazon Estuary and Prospects for Ecological Sustainability’. 

In: Padoch, C., Ayres, J.M., Pinedo-Vasquez, M. & Henderson A. (Eds.)., Várzea Diversity, 

development, and Conservation of Amazonia´s Whitewater Floodplains. Advances in 

Economic Botany, Volume 13. 153-168 pp. 

Bodmer, R. E. 1990. ‘Responses to ungulates to seasonal inundation in the Amazon 

floodplain’. J. of Trop. Ecol. 6: 191-201. 

Campbell, D.G., STONE, J.L. & ROSAS, A. 1992. ‘A comparison of the phytosociology 

and dynamics of three floodplain (várzea) forests of known ages, Rio Juruá, western Brazilian 

Amazon’. Bot. J. Linn. Soc. 108, 213–237. 

Chambers, R. & Conway, G. 1992. ‘Sustainable Rural Livelihoods: Practical Concepts 

for the 21st Century’. IDS Discussion paper 296, IDS, Brighton, UK february. 

Crook, M.J., Ennos, A.R. & Banks, J.R. 1997. T’he function of buttress roots: A comparative 

study of the anchorage systems of buttressed (Aglaia and Nephelium ramboutan 

species) and non-buttressed (Mallotus wrayi) tropical trees’. J. Exp. Bot. 48: 1703–1716. 

Dobson, D.M., Dickens, G. R. & Rea, D.K. 2001. ‘Terrigenous sediment on Ceara Rise: 

a Cenozoic record of South American orogeny and erosion’. Palaeogeography, Palaeoclimatology, 

Palaeoecology, Vol. 165 (3-4) pp. 215-229 

Duque, S. Ruíz, J.E., Gómez, J. Y Roessler E. 1997. ‘Limnologia’. Capitulo 2. En: Zonificación 

Ambiental para el plan modelo Colombo-Brasilero (Eje Apaporis-Tabatinga). Instituto 

Geográfico Agustín Codazzi. pp:71-134. 

Ferreira, L. V. 2000. ‘Effects of flooding duration on species richness, floristic composition 

and forest structure in river margin habitat in Amazonian blackwater floodplain 

forests: Implications for future design of protected areas’. Biodivers. Conserv. 9(1): 1–14. 

Gribel,R., Gibbs, P.E. & Queiroz, A.L. 1999. ‘Flowering phenology and pollination biology 

of Ceiba pentandra (Bombacaceae) in Central Amazonia’. J. Trop. Ecol. 15: 247– 263. 

Gouldin, M. 2004. ‘Bosques de inundación amazónicos’. Investigación y Ciencia. Temas 

35. Biodiversidad. 1° trimestre 48-55 

Haugaasen, T. & Peres, C.A. 2005. ‘Tree Phenology in Adjacent Amazonian Flooded 

and Unflooded Forests’. Biotropica 37(4): 620–630 

Henwood, K. 1973. ‘A structural model of forces in buttressed tropical rain forest trees’. 

Biotropica 5(2): 83–93. 

Hoorn, C. 2006. ‘The birth of the mighty Amazon’. Scientific American. May; 294 

(5):529 

Jiménez, B. Y Botero, P. 1999. ‘Características geomorfopedológicas de los paisajes fisiográficos’. 

En: Paisajes fisiográficos de la Orinoquia-Amazonia (ORAM) Colombia. Análisis 

Geográficos No. 27-28. 135-190 p. Bogotá, Colombia. 

Junk W.J. 1980. ‘Áreas inundáveis-Um desafio para limnología’. Acta Amazónica 10 

(4):775- 795. 

Junk, W.J. 1989. ‘Flood tolerance and tree distribution in central Amazonian floodplains’. 

In: Holm-Nielsen, L.B., Nielsen, I.C., Balslev, H. (Eds.), Tropical Forests: Botanical 

Dynamics, Speciation and Diversity. Academic Press, London, pp. 47–64. 

Junk, W.J. 2000. T’he central Amazon river floodplain: concepts for the sustainable use 

of its resources’. In: Junk, W.J., Ohly, J.J., Piedade, M.T.F., Soares, M.G.M. (Eds.), The Central 

Amazon Floodplain: Actual Use and Options for a Sustainable Management. Backhuys 

Publisher, Leiden, pp. 75–94. 

Kalliola, R., Salo, J., Puhakka, M. & Rajasilta, M. 1991. ‘New site formation and colonizing 

vegetation in primary succession on the western Amazon floodplains’. J. Ecol. 79, 

155

156 


877–901. 

Klenke, M. & Ohly, J.J. 1993. ‘Wood from floodplains’. In: Junk, W.J., Bianchi, H.K. 

(Eds.), 1st SHIFT Workshop, Belém. GKSS Research center, Geesthacht, pp. 1–88. 

López, R., Navarro, J., Montero, I., Amaya, K., Rodríguez, M. Y Polania, A. 2006. ‘Manual 

de identificación de especies no maderables del corregimiento de Tarapacá, Colombia’. 

Instituto Amazonico de investigaciones Cientificas SINCHI. 120 láminas (color). 

López, R. 2008. ‘Productos forestales maderables y no maderables en Bosques inundables 

de la Amazonia Colombiana’. (manuscrito) 

Marlier, G. 1967. ‘Ecological studies on some lakes of the Amazon valley’. Amazoniana, 

1:91–115. 

Mojica, J.I, Galvis, G., Arbelaez, F. Santos, M., Vejarano S., Prieto-Piraquive, E., Arce, 

M., Sanchez-Duarte, P., Castellanos, C., Gutierrez, A., Duque, S., Lobon-Cervia, J., y Granado-Lorencio, 

C. 2005. ‘Peces de la Cuenca del Río Amazonas en Colombia: Región de 

Leticia’. Biota Colombiana 6(2) 191-210. 

Nebel, G., Kvist, L.P., Vanclay, J.K., Christensen, H., Freitas, L. & Ruíz, J. 2001. ‘Structure 

and floristic composition of flood plain forests in the Peruvian Amazon’ I. Overstorey. 

Forest Ecology Management. 150, 27–57. 

OTCA, 1995. ‘Uso y Conservación de la Fauna Silvestre en la Amazonía’. www.otca.org. 

br/SPT-TCA-PER-35.pdf 

Parolin, P. 2000. ‘Growth, productivity and use of trees in whitewater floodplains’. In: 

Junk, W.J., Ohly, J.J., Piedade, M.T.F., Soares, M.G.M. (Eds.), The Central Amazon Floodplain: 

Actual Use and Options for a Sustainable Management. Backhuys Publisher, Leiden, 

pp. 375–391. 

Parolín, P. 2001. ‘Morphological and physiological adjustments to waterlogging and 

drought in seedlings of Amazonian floodplain trees’. Oecologia 128: 326–335. 

Parolin, P., Armbrüste, N., Wittmann, F., Ferreira.L.V., Piedade, M.T. & Junk, W.J. 2002. 

‘A review of tree phenology in Central Amazonian floodplains’. Pesquisas Bot. 52: 195–222. 

Parolin, P. 2002. Bosques Inundados en la Amazonia Central: su aprovechamiento actual 

y potencial. Ecologia aplicada. Volumen 1. Numero 1. Universidad Nacional Agraria la 

Molina. Lima, Perú. 111-144 pp. 

Prance, G.T. 1979. ‘Notes on the vegetation of Amazonia III. The terminology of Amazonian 

forest types subject to inundation’. Brittonia 3 (1), 26–38. 

Puhakka M. & Kalliola R. 1993. ‘La Vegetación en áreas de inundación en la selva baja 

de la Amazonia Peruana’. 113- 138 pp. En: Kalliola R., Puhakka M., y Danjoy W. Amazonia 

Peruana Vegetación húmeda tropical en el llano subandino. 

Revilla, J.D. 1990. ‘Aspectos floristicos e estruturais da floresta inundável (várzea) do 

baixo Solimoes, Amazonas-Brasil’. Ph.D. thesis INPA. Fundacao Universidade do Amazonas 

e INPA, 129 págs. 

Salo, J., Kalliola, R., Hakkinen, J., Makinen, Y., Niemela, P., Puhakka, M. & Coley, P.D., 

1986. ‘River dynamics and the diversity of Amazon lowland forests’. Nature 322, 254–258. 

Schöngart, J., Piedades, M.T., Ludwigshausen, S.,Horna, V. & Orbes, M. 2002. ‘Phenology 

and stem growth periodicity of tree species in Amazonian floodplain forests’. J. Trop. 

Ecol. 18: 581–597. 

Terborgh, J. & Petren, K. 1991. ‘Development of habitat structure through succession 

in an Amazonian floodplain forest’. In: Bell, S.S. (Ed.), Habitat Structure. Chapman & Hall, 

London, pp. 28–46. 

Urrego, L.E. 1997. ‘Los Bosques inundables del medio Caquetá: caracterización y suce-


sión’. Estudios en la Amazonia colombiana. Tomo XIV. 335 pp. 

Wittmann, F. & Parolin, P. 1999. ‘Phenology of six tree species from central Amazonian 

várzea’. Ecotropica 5: 51–57. 

Wittmann, F., Anhuf, D. & Junk, W.J. 2002. T’ree species distribution and community 

structure of central Amazonian várzea forests by remote sensing techniques’. J. Trop. Ecol. 

18, 805–820. 

Wittmann, F., Junk, W.J. & Piedade, M.T. 2004. ‘he várzea forests in Amazonia: flooding 

and the highly dynamic geomorphology interact with natural forest succession’. Forest 

Ecology and Management 196 pp199–212 

Wittmann, F. & Parolin, P. 2005. ‘Above ground roots in Amazonian floodplain tree’. 

Biotropica. 37(4): 609–619 

Worbes, M. & Junk, W.J. 1989. ‘Dating tropical trees by means of C14 from bomb tests’. 

Ecology 70: 503–507. 

Worbes, M., Klinge, H., Revilla, J.D. & Martius, C. 1992. ‘On the dynamics, floristic 

subdivision and geographical distribution of várzea forests in central Amazonia’. Journal 

Vegrtation Science. 3, 553–564. 

Worbes, M. 1997. ‘The forest ecosystem of the floodplains’. In: Junk, W. (Ed.), The Central 

Amazon Floodplain: Ecology of a Pulsating System. Ecological Studies, vol. 126. Springer, 

Berlin, pp. 223–265. 

157

EL BOSQUE MEDITERRÁNEO Y LA DEHESA ESPAÑOLA 

Resumen 

ARMANDO CONTRERAS HERNÁNDEZ 

En la cuenca que forman el sur de Europa y el norte de África el Bosque Mediterráneo fue el 

paisaje característico, derivado de la presencia humana el bosque mediterráneo fue modelado 

por las actividades humanas en la Dehesa; sistemas forestales, agrícolas y pecuarias 

que ensamblan un sistema de producción múltiple de gran importancia forestal y base de la 

vida rural en el sur de España. Frente a la problemática de transformación de los espacios 

naturales, proteger los pequeños remanentes de vegetación original y los sistemas múltiples 

es ahora una tarea urgente para la conservación de la biodiversidad. 


l trabajo que a continuación se presenta pretende destacar la importancia del Bosque 

EMediterráneo y los sistemas múltiples de producción como alternativa de uso y 

conservación del patrimonio natural. Ahora se acepta que los seres humanos estamos 

obligados a comprender los procesos ecológicos de la naturaleza y también se reconoce la 

influencia de las actividades humanas en un proceso co-evolutivo. 

2. El Bosque mediterráneo 

Las zonas áridas ocupan alrededor de un tercio de la superficie terrestre, unos 49 

millones de km2, de los cuales un 5% son desiertos extremos y un 15% estepas desérticas, 

(Wickens et al., 1985). Estas zonas áridas y semiáridas se presentan bajo distintos 

regímenes de precipitación y temperatura, pero todas tienen en común la escasez e irregularidad 

de las precipitaciones; lo cual favorece que la cobertura vegetal sea escasa y que 

la producción de fitomasa sea baja. Su flora está adaptada a esta sequía extrema y a sus 

consecuencias -elevada insolación, alta transpiración, procesos de salinización, por mencionar 

sólo algunos factores-. Dichas zonas áridas se pueden dividir en dos tipos: las frías, 

presentes en el continente Asiático y en Norteamérica y las cálidas, subdivididas a su vez 

en estivales o invernales. Al último grupo pertenecen las de tipo Mediterráneo, definidas 

por presentar una acusada sequía estival, y que están presentes no sólo en el Norte de 

África y Europa, sino también en parte de Norteamérica, Sudamérica, Australia y Oriente 

Próximo, entre otros sitios, (Correal, et al., 1992). Existe un límite superior entre los 500- 

600 mm de precipitación media anual, por encima del cual aparecen, como vegetación 

potencial, los bosques caducifolios de tendencia atlántica o eurosiberiana. El límite inferior 

se sitúa entre los 80-100 mm, por debajo del cual aparece el Desierto Sahariano, 

con una flora característica de gran influencia subtropical africana. Dentro de esta franja 

mediterránea existen zonas de alta montaña donde las precipitaciones son muy superiores, 

mayores a 1000 mm presentado una vegetación caducifolia o bosque de coníferas

160 


húmedos, que recuerdan a la del Norte y Centro de Europa, aunque a diferencia de éstas 

siempre soportan un periodo de acusada sequía estival. 

La vegetación mediterránea contiene no menos de 100 especies arbóreas, con unas 

15.000 especies, alrededor de tres veces más del número de especies que se encuentra en la 

zona templada europea, la cual abarca condiciones ecológicas cuya diversidad oscila entre 

100-2500 mm de lluvia, entre –10 a +10º C de media mínima del mes más frío, entre -300 

a 4000 m de altitud y entre suelos podzólicos lavados y ácidos a suelos calcáreos ricos en 

bases, (Zohary, 1972; citado en Correal, et al., 1992; Miller, 1982.) 

El origen de la diversidad de recursos presentes en la península ibérica se debe tanto 

a su clima, como a la posición geográfica que ocupa; situación intermedia entre Eurasia 

y África con la presencia de especies de diferente origen. También ha contribuido su antigüedad 

como territorio emergido y haber quedado libre de los hielos en la última glaciación, 

lo que permitió, la evolución de un gran número de taxa. Su quebrada orografía y 

la existencia de prácticas agrícolas y ganaderas milenarias, que hoy se reflejan en sistemas 

productivos complejos, han contribuido a la presencia de diversos ecosistemas. 

En la última mitad del siglo pasado, en el área mediterránea de España, se presentan 

diferentes procesos vinculados al cambio en el uso de la tierra. En algunos sitios con la 

acción permanente de las actividades productivas se ha simplificado la estructura y diversidad 

de los bosques. Las perturbaciones como los incendios forestales también han 

contribuido a su deterioro, y el establecimiento de masas forestales de la misma edad (por 

plantaciones y debido al abandono de áreas productivas) ha acelerado un desequilibrio 

fitosanitario. No memos importante resulta también la pérdida de especies acompañantes 

de alto valor ecológico, dando lugar a procesos de matorralización de muchos bosques. 

Para entender mejor el tema que nos ocupa conviene hacer una breve descripción de 

las formaciones vegetales que pudieron haber dado origen a la Dehesa y que actualmente 

coexisten en complejas estructuras de vegetación discontinua, se reconocen dos estructuras 

forestales: 

-Bosques Esclerófilos. Está dominada por especies del género Quercus, como Q. ilex, 

Q. suber, acompañada de especies arbustivas como (Quercus coccifera, Arbutus unedo, 

Phyllirea spp., Pistacea terebinthus, P. lentiscus) y de matorral (Cistus spp., Ulex spp., 

Rosmarinus officinalis, entre otras). La vegetación presenta una gran plasticidad y una 

alta resistencia a las limitaciones hídricas del mediterráneo. La adaptación al estrés 

climático está asociada a su capacidad de soportar perturbaciones intensas tales como 

la acción de los herbívoros y el fuego. 

-Bosques Subesclerófilos. Estos bosques tiene requerimientos bioclimáticos y edáficos 

más estrictos, con periodos cortos de sequía y sobre suelos desarrollados. Las especies 

dominantes son Quercus faginea, Q. canariensis, acompañada de especies arbóreas de 

los géneros Sorbus spp., Acer spp., Fraxinus spp. Y arbustivas como Arbutus unedo, Viburnun 

tinus, entre otras. 

Estas formaciones vegetales se distribuyen en parches. En unos casos el mosaico podría 

representar diferentes estados de evolución (niveles de madurez) producidos por fuego, 

pastoreo, cultivo, etc., sobre la matriz tipo. En otros casos, el mosaico refleja variaciones 

de suelo, o condiciones particulares de estrés (Rivas Martínez, 1987). 

Los matorrales son formaciones vegetales que están presentes en los procesos de sucesión 

de los bosques. San Miguel, (1994) la define como formaciones vegetales constituidas 

por plantas leñosas ramificadas desde la base, pudiendo tratarse de arbustos o incluso

Armando Contreras Hernández 

arboles de porte arbustivo. Dentro de estas comunidades, que han sido modeladas por 

sucesivas perturbaciones pueden encontrarse diferentes tipos de vegetación, caracterizadas 

tanto por su composición específica, como por sus características estructurales. En 

Andalucía, los tipos de matorral correspondientes a la primera etapa de degradación se 

caracterizan por presentar un estrato principal de gran diversidad son: Mancha con especies 

dominantes (Quercus suber, Q. ilex, Q. faginea, Olea europaea, Ceratonia siligua, Arbutus 

unedo, Adenocarpus spp, Juniperus oxycedrus, Myrtus communis, etc.) el Madroñal, con 

especies dominantes como (Arbutus unedo, Phillyrea angustifolia, P. media, Erica arborea, 

Viburnum tinus, Pistacea terebinthus) Garriga con especies como (Quercus coccifera, Pistacia 

lentiscus, Juniperus oxycedrus, Genista spp., Ulex spp., Retama sphaerocarpa, Phillyrea 

angustifolia, etc.) Brezal mixto con especies dominantes como (Erica australis, E. arborea, 

E. scoparia, Cistus ladanifer, C. laurifolius, Genista spp.). Le siguen los matorrales con una 

especie dominante en el estrato principal: matorral de encina con (Quercus ilex, acompañado 

de Crataegus monogyna, Cystus scoparius, Pistacia terebinthus, etc.). Coscojares 

(Quercus coccifera), Retamales (Retama sphaerocarpa) y Arteales (Zizyphus lotus). Acompañada 

de herbáceas, gramíneas bajas y leguminosas. 

La progresiva degradación de los sistemas arbustivos y subarbustivos puede suponer 

un segundo proceso de alteración en la composición, tamaño y estructura de estos tipos 

de vegetación denominados Romerales (Rosmarinus officinalis), Jarales (Cistus ladanifer, 

acompañado de Genista hirsuta, Thymus vulgaris, etc.) y Aulagares (Ulex parviflorus, U. 

Ericladus, Genista scorpius). 

El matorral además de optimizar el uso de la energía, y el espacio al ocupar los doseles 

inferiores del sistema, así como los nutrientes y el agua que toman de la parte menos 

profunda del suelo, tienen una función protectora del suelo, y participan algunos de ellos 

en el reciclado de nutrientes como es la fijación de nitrógeno en el suelo, efectuado por el 

componente leguminoso tanto de los pastos (tréboles, medicagos, serradelas) como del 

matorral (retamas, escobas). 

En la actualidad queda poco del antiguo Bosque Mediterráneo, la mayor parte de su 

área no cultivada está ocupada por matorrales más o menos degradados (Ruíz de la Torre, 

1981). Estas formaciones fundamentalmente arbustivas, están dominadas por especies de 

poco valor pastoral, bien por su excesiva lignificación, bajo contenido proteico o la presencia 

de defensas antiramoneo -espinas, glándulas viscosas, olores, metabolitos tóxicos, 

etc.- que limitan la ingestión por parte del ganado. A pesar de estos inconvenientes, la 

vegetación mediterránea ha sido secularmente aprovechada. 

En la cultura española se reconoce una tradición ganadera. En particular la ganadería 

extensiva ha jugado un papel importante en el aprovechamiento de diferentes recursos 

pasícolas, agrícolas y forestales. Estos sistemas muestran dependencias y relaciones que 

evidencian su complementariedad; con diferentes grados de eficiencia en el uso de los recursos 

naturales; variaciones en su adaptación a los cambios ecológicos; y distinto potencial 

en el uso de la biodiversidad de especies animales y vegetales de la península Ibérica. 

La relevancia de la ganadería extensiva se puede resumir en los siguientes aspectos: 

mantiene importantes agro ecosistemas con elementos arbóreos como la Dehesa, pastos 

de montaña, matorrales y los barbechos agrícolas con influencia en cerca de 15 millones 

de ha, (Garzón, 1996). Genera producciones de especies autóctonas como: 11 razas de 

porcino, 35 razas de vacuno, 20 de cabras, 41 de ovejas, 22 de aves, (Saraza et al., 1995). 

Contribuye a mantener hábitats de especies silvestres en los distintos sistemas productivos, 

(Valero, 1991; Hernández Bermejo, 1997). Y lo más importante ayudan a mantener 

161

162 


los servicios ecológicos de agua, suelo fértil, cubierta vegetal, estabilidad climática, entre 

otros aspectos indispensables para las zonas de producción intensiva y áreas urbanas. 

El aprovechamiento de formaciones arbóreas abiertas, así como sus componentes, que 

son ramoneados, aportan bellota, suelen servir como reservorio de forraje para el ganado 

durante las épocas de mayor sequía. Dichos recursos deben interpretarse a la par que la 

trashumancia. Antiguamente la red de vías pecuarias constituyó un extenso, rico y diverso 

camino que recorría de Norte a Sur la Península Ibérica. Los pastores conducían sus rebaños 

en busca de los pastos de verano o “agostaderos” en Sierras y Montañas, regresando 

en otoño al Sur en busca de los pastos de invierno o “invernaderos”, (Rubio et al., 1993; 

Landmann, G. 1994). En el pasado las vías pecuarias eran parte de una estrategia para 

asegurar la subsistencia de la población, para ello se obtenía la máxima energía posible 

del conjunto del territorio, con una enorme inversión de trabajo humano. Poco a poco 

la trashumancia se fue perdiendo y las ganaderías se fueron estableciendo en territorios 

específicos, afrontando cada una las limitaciones de alimento impuestas por la condición 

de mediterraneidad. 

El proceso de atención al arbolado del Bosque Mediterráneo, surge a raíz de la disminución 

de la cubierta vegetal, con la reforestación de importantes superficies, sin embargo, 

gran parte de los sitios atendidos sustituyeron los bosques de quercíneas por especies de 

otros géneros de crecimiento rápido. En otro sentido, las medidas de atención centraron 

su interés en la protección de grandes masas forestales, lo que no llevó a proteger la mayor 

representatividad de la vegetación arbórea. Así la Dehesa permanece como un sistema 

de producción de zonas deprimidas y en tierras marginales para la agricultura. Esta marginalidad 

causada por razones de tipo físico (baja calidad de los suelos, clima extremoso, 

etc.,) o por factores económicos (cambios en las condiciones del mercado, infraestructura 

deficitaria, falta de mano de obra, etc.,) conduce a una baja rentabilidad y por tanto de 

viabilidad económica, (Navarro y Martínez, 1996). 

La Dehesa es uno de los sistemas de producción múltiples que aprovecha parte de la 

diversidad del Bosque Mediterráneo, en beneficio de distintas culturas locales con una 

distribución geográfica amplia. Sin embargo, hoy en día la Dehesa es un sistema productivo 

que presenta problemas de muy diversa índole, como son: diferentes criterios de 

manejo; altos costos de mantenimiento; baja rentabilidad económica y problemas de tipo 

ecológico. Aunado a lo anterior los cambios en las políticas agrarias han llevado a acciones 

en distintos sentidos. Algunas Dehesas han perdido la esencia misma del sistema; otras 

políticas han favorecido la intensificación de la producción, mientras que otras tendían al 

reemplazo de productos y al abandono del uso múltiple. Así los problemas en la comprensión 

de la Dehesa, y sobre todo en su futuro lo colocan como un sistema frágil en crisis. 

3. La Dehesa 

La Dehesa es el resultado de interacciones entre los seres humanos, su ganado y la vegetación 

mediterránea. Es una forma de explotación múltiple de los recursos naturales, ya 

que combina en un mismo espacio los productos del bosque, los de tierras de cultivo y los 

de pastizales. Se comenzó a hablar de Dehesa -refiriéndose a los territorios que quedaban 

al margen del régimen común de pastoreo en beneficio de un usuario privilegiado para el 

descanso y la alimentación del ganado de labor de los pueblos-. Se trata de un estrato herbáceo 

de pastos, otro de quercíneas como la encina (Quercus ilex), los quejigos (Quercus 

faginea), los alcornoques (Quercus suber) y ocasionalmente el quejigo andaluz (Quercus


canariensis), con una densidad entre 5 y 70 árboles por ha. Fundamentalmente con una 

producción simultánea y combinada de cerdo ibérico, ganado ovino, alguna ganadería de 

vacuno que se ha hecho ahora predominante; caza -mayor y menor-; leña, carbón y de 

forma eventual corcho, así como la recolección de un conjunto vasto de plantas con diferentes 

usos, (De Miguel y Gómez, 1992; García y Lasanta, 1992; Martín, 1992; San Miguel, 

1994). 

Figura 1. Aspecto de la Dehesa de Córdoba en primavera 

Se distribuye en la zona occidental de Salamanca, una porción al Sudeste de Zamora, 

Extremadura, la Sierra Morena Occidental y Central (Huelva, Córdoba y Sevilla) y el Sur 

de Ciudad Real con pequeñas representaciones en Toledo, Ávila y Cádiz. De menor importancia 

y en forma aislada aparece la Dehesa en Castilla-La Mancha, Castilla-León y 

Madrid. Supone una extensión entre 1.5 y 3.0 millones de ha según la fuente, (Martín, 

1996; Olea y Viguera, 1998; Olea y San Miguel, 2006; Daza, 1998). Para ciertas formaciones 

de acebuches (Olea europea), algarrobos (Ceratonia siliqua), fresnos (Fraxinus angustifolia), 

así como olmedas, choperas, saucedas, alisedas, sabinares, hayedos, castañares 

etc., se puede hablar de sistemas adehesados cuando los recursos herbáceos que crecen 

bajo el estrato arbóreo son aprovechados por el ganado. En la Tabla 1 se presenta la superficie 

de Dehesa por comunidad Autónoma. 

163

164 

Comunidad 

Autónoma 


Dehesa Total 

Encinar Alcornocal 

Extremadura 832.110 40.80 % 110.985 34.56 % 943.095 39.95 % 

Andalucía 735.671 36.00 192.452 59.93 928.123 39.32 

Castilla-La 

Mancha 

297.848 14.70 17.701 5.51 315.549 13.37 

Castilla-León 173.934 8.50 173.934 7.37 

Total 2.039.563 100.00 321.138 100.00 2.360.701 100.00 

Tabla 1. Distribución en España de la Dehesa por Comunidad Autónoma (ha). Fuente: Martín, 1996; 

Contreras et al., 1999. 

Los substratos donde se asienta la Dehesa son de origen volcánicos, formados principalmente 

por granito, pizarras, esquistos, y cuarcita entre otros, originados en el paleozoico, 

y por los derivados de su erosión en forma de arenas más o menos gruesas, sobre 

los cuales se han formado suelos muy variados que van desde ácidos a neutros, pobres en 

nutrientes, especialmente fósforo y calcio y con bajos niveles de materia orgánica. Ocupa 

generalmente terrenos de relieve ondulados, aunque la podemos encontrar en zonas escarpadas 

así como en valles abiertos, (Cabo, 1998). 

El clima de la Dehesa varía entre el mediterráneo oceánico más benigno, hasta el continental 

más seco y frío, con precipitaciones que oscilan entre 300 a 800 mm anuales, 

concentradas principalmente en primavera y otoño, pero con una alta variabilidad no sólo 

entre años sino entre meses de un mismo año. El verano es seco y cálido con temperaturas 

máximas que superan los 40º C, lo cual impide prácticamente el crecimiento de los pastos. 

El invierno es fresco con una temperatura media de 10º C y aunque no es frecuente que 

se produzcan heladas, es lo suficientemente frío para también limitar el crecimiento del 

pasto, (Granda et al., 1991; Hernández, 1998). 

En su origen el ganado se caracterizó por su rusticidad y adaptación al medio, seleccionándose 

por estas características. Las ovejas solían producir un cordero al año, los partos 

tenían lugar en otoño, a fin de aprovechar la parte fresca del año y sus mejores pastos. 

El ritmo de la Dehesa exigía la trashumancia en verano. Las formas autóctonas de ovinos, 

porcinos, y en menor grado bovinos fueron alimentados en parte con la producción 

vegetal de la Dehesa y complementada con los restos de los cultivos. Cabe señalar que el 

merino utilizado para la producción de lana y carne y el cerdo ibérico, en sus múltiples 

variedades fueron característicos de la Dehesa. Pero fue este último el que condicionó la 

forma tradicional de explotación de la bellota y el tratamiento del arbolado. 

La gestión del ganado ovino en las Dehesas tradicionales se hace frecuentemente mediante 

el uso de rediles durante la noche, lo que permite la fertilización de la finca, y da 

lugar a la formación de majadales, y también el abonado de las tierras de cultivo. La bellota 

y el ramón de encina constituyen un alimento importante en el invierno. El pastoreo 

se hace por medio de recorridos acompañado de pastores y perros. La carga ganadera de 

la Dehesa fue en el pasado de un ovino por ha, pero actualmente pueden ser dos o tres 

cabezas con alimentación complementaria. 

En España, las Dehesas mantienen una gran cantidad de ganado: por ejemplo se calcula 

que el 38.9 % de la cabaña ovina; el 34.1 % del vacuno; el 44.1 % de cabras y casi la


totalidad del cerdo Ibérico pastorean en explotaciones de Dehesa, (Martín, 1992; MAPA, 

1997; Porras et al, 1997; UPAG, 1999), ver tabla 2. 

Tipo de ganado España Dehesa 

Ovino 24.615.285 9.589.547 38.90 % 

Porcino 21.715.000 155,799 * 0.72 

Vacuno 4.975.577 1.698.841 34.10 

Caprino 2.836.703 1.250.104 44,10 

Totales 54.142.565 12.694.291 29.45 

Otras producciones % 

Miel (Tm) 23.958.5 10.117.9 42.2 

Cera (Tm) 1.243.2 585.2 47.1 

Setas (Tm) 6.087 416 6.8 

Castañas (Tm) 21.698 4.970 22.9 

Corcho (Tm) 55.454 46.791 84.4 

Leña (Estéro X 103 2.549.076 1.656.900 65.3 

* Solo cerdo Ibérico puro y cruzas inferiores al 25 % 

Tabla 2. Censo de las principales ganaderías en España y proporción de la cabaña en Dehesa. Fuente: 

Martín, 1996; MAPA, 1997. 

Sin embargo, en los últimos tiempos las formas de Dehesa tradicional han sufrido 

cambios sustanciales, producto del llamado proceso modernizador que emprende el país, 

caracterizado por la intensificación de la agricultura, con la penetración de capital en el 

campo; el dominio de la agroindustría y la mercantilización de la actividad agraria. Dicho 

proceso modificó las relaciones entre precios agrícolas e industriales cada vez más 

favorables a éstos, acompañadas del aumento del costo de la mano de obra, así como la 

emigración de los obreros agrícolas hacia las ciudades, que vivían en situación de miseria, 

junto al resquebrajamiento del sistema económico latifundista bajo el cual se desarrollo la 

Dehesa tradicional, (Acosta, 1996). Las explotaciones al entrar en crisis buscaron su supervivencia 

sustituyendo mano de obra por tecnología, aumentando las cargas ganaderas 

y reduciendo su diversidad o abandonando labores que ya no le resultaban rentables. 

Entre las funciones ecosistémicas que realizan las Dehesas bien establecidas están: la 

optimización de la energía disponible mediante la producción de biomasa, la preservación 

del suelo, la circulación de nutrientes, la conservación del agua, la regulación biótica y la 

estabilidad del microclima, aspectos de los que hablaremos más adelante y que son la justificación 

para la realización de la presente investigación. 

Los estudios sobre los aspectos ecológicos de la interacción entre la ganadería y la vegetación 

son escasos. Contrariamente, la información que proporciona la cultura tradicional 

sobre la actividad del ganado en las Dehesas como son los desplazamientos, zonas de 

querencia, refugio, abrevaderos, comederos, puertas, recursos alimentarios, ponen de 

manifiesto la importancia de éstos en las interacciones establecidas entre la vegetación 

y herbívoros. Es común, por parte de los productores señalar hábitat como son los cucaderos, 

mosquiles y descansaderos. El ganado organiza su actividad de acuerdo con la 

estructura espacial del territorio, entendiendo el paisaje como la configuración general de 

la cubierta vegetal y el relieve de la zona de Dehesa. Una Dehesa puede estar compuesta 

por árboles dispersos entre pastos y con escaso matorral. No obstante la diversidad paisa- 

165

166 


jística y formaciones vegetales como manchas de montes densos, formaciones densas de 

matorral, y tierras de cultivo sin arbolado en conjunto pueden ser aprovechadas para la 

ganadería. 

4. El arbolado 

El arbolado es un elemento fundamental en la Dehesa, tanto por su importancia estructural 

como por su aptitud forrajera al producir ramón y frutos. El arbolado de crecimiento 

y de velocidad de reciclaje normalmente lentos también tiene una función estabilizadora. 

Contribuye en el mantenimiento de la diversidad de especies vegetales y 

animales, que presenta una alta complementación e interacción entre sus componentes y 

que conjuga funciones ecosistémicas y productivas. Existe una bibliografía amplia sobre 

el papel ecológico del arbolado en la Dehesa (González Bernaldez et al., 1969; Escudero 

et al., 1981; Montoya, 1982; Montoya et al., 1988, Manion y Lachance, 1992; Fernández 

et al, 2008, por mencionar algunos trabajos). El arbolado presenta diferentes funciones: 

intercepta la radiación solar y evapora agua lo que reduce la temperatura ambiente y del 

suelo debajo de su copa; la cubierta arbórea retiene parte de las precipitaciones y redistribuye 

el resto, concentrándolo en las inmediaciones del tronco y en el perímetro de la 

copa, transcolación; reduce el impacto de las gotas de lluvia sobre el suelo, escurrimiento; 

e incrementa, por lavado, el contenido del agua en nutrientes: debajo de su copa aumenta 

el contenido de materia orgánica del suelo, sus propiedades físico-químicas mejoran, así 

como la retención de humedad. 

El sistema de raíces pivotantes profundas, y sus raíces superficiales compiten en la captación 

del agua de las precipitaciones ligeras y los nutrientes con las raíces del pastizal, 

(González y Allue, 1982) todo lo cual habla de la competencia entre el arbolado y la producción 

pascícola, que puede estar acompañada de reducciones en la producción frutera 

de la encina. Sin olvidar que el arbolado también extrae cantidades importantes de nutrientes 

de los horizontes profundos del suelo, y los deposita en la superficie a través de sus 

productos (bellotas, hojas, tallos), recursos que no son accesibles a la vegetación herbácea, 

lo que puede favorecer el crecimiento del pasto y su composición; la mejora de las condiciones 

físicas del suelo junto con su sistema radicular mejoran la penetración del agua en 

el suelo y su almacenamiento, reduciendo la escorrentía superficial y la erosión. También 

modifica el viento, reduciendo su velocidad dentro del arbolado lo cual ayuda a reducir las 

pérdidas de agua, (San Miguel, 1994). 

Según Hernández (1998), cuando el arbolado tiene entre 10 y 50 pies/ha, estos efectos 

son locales o en forma de islas, pero cuando son mayores de 50 pies/ha existe una homogeneización 

de estos efectos en toda el área. Si la densidad de árboles se reduce por debajo 

de 10 pies/ha, se considera un pastizal arbolado, los efectos se concentran debajo de las 

copas, con el consiguiente aumento de la presión de pastoreo en esta zona por exceso de 

pisoteo de los animales. 

Aunque exista un buen arbolado en la Dehesa (60-80 pies/ha), y donde la superficie 

cubierta por el árbol puede ser del 30%, los pastos pueden ocupar hasta un 96% de la superficie 

del suelo, sobre todo si los árboles son podados convenientemente, pues estos al 

igual que el matorral crecen bien bajo las copas de las encinas y alcornoques. La misma 

compatibilidad no existe entre pastos y matorral, pues los primeros no crecen bajo los 

últimos. 

Todas las funciones que se han mencionado con antelación, son atributos que favore-


cen la sustentabilidad ecológica de la Dehesa, sin embargo en la actualidad la intensificación 

a que ha sido sometida y los cambios de manejo, están afectando la regeneración 

del arbolado, lo cual pone en peligro la supervivencia de la Dehesa española, (Montoya, 

et al., 1988). 

En cuanto a la importancia del arbolado en la producción se destacan tres elementos: 

su aporte como forraje, su producción de fruto y su producción de leña. El ramón 

puede ser obtenido directamente por el ganado (ramoneo) o indirectamente, a través de 

las podas o las ramillas que caen durante los vareos de la bellota. Una Dehesa típica de 

encina puede permitir el aprovechamiento de unos 300 – 500 Kg/ha año de materia seca 

de ramón equivalente a unos 550 – 900 Kg en fresco; mientras que el vareo de la bellota 

puede aportar, adicionalmente, otros 60 – 90 Kg/ha año lo que equivale a unos 90 – 140 

Kg en fresco, (Cañellas et al., 1991). El ramón puede considerarse una reserva permanente 

de alimento, que preferentemente se aprovecha a finales de verano y sobre todo durante 

el invierno. 

La bellota es el fruto típico de la Dehesa, de mayor calidad en la encina, seguida por 

el quejigo, después el alcornoque y finalmente la de rebollo. Su valor alimenticio esta en 

los hidratos de carbono, fácilmente transformables en grasa por lo que suele emplearse 

para animales cuyo desarrollo corporal haya finalizado. El ganado que mejor aprovecha 

la bellota es el porcino, que puede transformar 9 Kg de bellota en 1 Kg de peso vivo, y que 

consumen aproximadamente 8 – 10 Kg de bellota diarios por cada 100 kg de peso vivo. 

Para el resto de las especies ganaderas, la montanera es sólo un complemento en su ración, 

(San Miguel, 1994). 

La producción de leña se clasifica en dos clases: leña fina (2-7 cm de diámetro) destinada 

para la producción de picón y leña gruesa (mayor de 7 cm de diámetro) usado 

en general en la producción de carbón. En la medida que se ha reemplazado el uso de la 

leña por combustibles fósiles su demanda ha disminuido y su producción obedece más 

al aprovechamiento de la biomasa como resultado de las podas de mantenimiento y formación 

del arbolado. Otros factores que han influido en la reducción del uso de la leña 

son el alto costo de la mano de obra cuando se contratan podadores y en el caso de que 

lo realice el propio ganadero, supone una buena organización del trabajo en la finca para 

mantener los turnos de corta por parcelas. 

El manejo del arbolado en la Dehesa supone un conjunto de prácticas, todas ellas de 

gran importancia para modelar la tendencia natural de la sucesión vegetal: buscando una 

mayor canalización antrópica de los recursos. 

5. Conclusión 

Frente a los impactos de la relación entre los seres humanos y la naturaleza un futuro 

promisorio es aquel que comprometa a las sociedades a valorar las prácticas tradicionales 

de bajo impacto que en diferentes territorios brindaron la posibilidad de resolver las 

necesidades humanas y conocer el entorno natural; igualmente estas formas de aprovechamiento 

y conservación de los bosques apoyadas en aportes científicos y tecnológicos 

pueden permitir ajustes en la comprensión de los procesos ecológicos de la sustentabilidad; 

ahora no podemos eludir el compromiso de que todos los pueblos tengan acceso a los 

mínimos de bienestar en la condición humana que permita convivir con la mayor diversidad 

biológica posible, aunque sabemos que la evolución del hombre es obligadamente 

dependiente del futuro del planeta. 

167

168 

BIBLIOGRAFÍA 


Acosta Naranjo, R. (1996): Agroecosistema de Dehesa y desarrollo rural endógeno. Facultad 

de Geografía e Historia, Universidad de Sevilla. Tesis doctoral. 

Cabo Alonso, A. (1998): “Formación histórica de las Dehesas” en Hernández, C. (Coord.) 

La Dehesa: aprovechamiento sostenible de los recursos naturales. Editorial Agrícola 

Española S. A. Madrid. Pág. 15-42. 

Cañellas Rey, I., Del Río V. y San Miguel Ayanz A. (1991): “Evaluación de la producción 

silvopastoral de una Dehesa extremeña: pasto, bellota y biomasa de ramas podadas”, 

en Actas XXXI Reunión Científica de la Sociedad Española para el estudio de los Pastos. 

Murcia. Pág. 234-240. 

Contreras Hernandez, A., Monserrat, I., Soto Hermoso, P., Lobillo Equivar, P., Garcés 

E., y Nicolás P. (1999): ¡Dicen los Ganaderos! Taller para el cuidado de la dehesa. Edición, 

Sociedad Cooperativa Andaluza Corpedroches, Córdoba. 

Correal, E, Robledo A, y Ríos S. (1992): “Recursos forrajeros herbáceos y leñosos de las 

zonas áridas y semiáridas”. 43 Reunión Anual de la FEZ, Madrid. 

Daza Andrada, A. 1998. “El ganado ovino en el ecosistema de la Dehesa” en Hernández, 

C. (Coord.). La Dehesa: aprovechamiento sostenible de los recursos naturales. Editorial 

Agrícola Española S. A. Madrid. Pág. 175-193. 

De Miguel M, y A. Gómez (1992): “Los paisajes de la Dehesa y su papel en el comportamiento 

del ganado vacuno extensivo”. Quercus 81 16-22. 

Escudero Berián, A, García, B, de Luis Calabuig, E y Gómez Gutiérrez J. (1981): “Materiales 

aportados al suelo por la encina en la zona de dehesas salmantina”. Studia Oecologica, 

2:181-240. 

Fernández Rebollo, P, Carbonero Muñoz, D, Blázquez Carrasco, A. (2008): La dehesa 

en el norte de Córdoba. Perspectivas futuras para su conservación. Universidad de Córdoba 

443 pp. 

García Ruiz, J.M. y Lasanta, T. (1992): “Crisis de la trashumancia y abandono de los 

recursos ganaderos en el Pirineo aragonés”. Quercus 80 26-32. 

Garzón Heydt, J. (1996): “Proyecto 2001. Conservando la naturaleza mediante el desarrollo 

rural” en Las cañadas viejas, caminos para el futuro de la naturaleza. Congreso 

2001. Madrid. Fondo Patrimonio Natural Europeo. Madrid. 

González Aldama, A. y Allue Andrade, J. (1982): “Producción, persistencia y otros estudios 

alternativos en la Dehesa extremeña”. Anales INIA Serie Forestal, 5 93-169. 

González Bernáldez, F, et al (1991): La Dehesa de Colmenar. Ayto. de Colmenar Viejo. 

Delegación de Medio Ambiente. Madrid. 

Granda, M, Moreno V, Prieto P.M. (1991): Mejora y utilización de los pastos naturales 

de Dehesa. MAPA. Madrid. 

Hernández Bermejo, E. (1997): “La biodiversidad como recurso: su papel en el marco 

de una agricultura sostenible” en El campo y el medio ambiente: un futuro en armonía. 

Editorial SOPEC, Madrid. 

Hernández Díaz Ambrona, C. (1998): Jornadas de Agronomía: La Dehesa, aprovechamiento 

sostenible de los recursos naturales. Editorial Agrícola Española, Madrid. 

Landmann, G. (1994): “Concepts, definitions et caractéristiques générales del dépérissements 

forestiers”. Rev. For. Fr. XLVI 405-415 

Lecco Berrocal, F. y Mateos Rodríguez, A. (2006): “Sistemas Agrarios tradicionales, 

medio ambiente y desarrollo sostenible: La dehesa como hecho geográfico y cultural”.


Norba. Revista de geografía XI 165-182. 

Manion, P. y Lachance, D. (ed.) (1992): Forest decline conceps. American Phytophological 

Society. Minnesota. 

Mapa [en línea] (1997): Anuario de estadística agraria. Ministerio de Agricultura Pesca 

y Alimentación. Madrid. http://www.mapa.es/indexa/ [consulta mayo de 2000]. 

Mapa [en línea] (1998): Boletín Mensual de Estadística Agraria. Ministerio de Agricultura 

Pesca y Alimentación. Madrid. http://www.mapa.es/indexa/ [consulta marzo de 

2000]. 

Martín Bellido, M. (1996): ‘La Dehesa’. Agricultura. Revista Agropecuaria 762 44-49 

Martín Casas, J. (1992): ‘Informe: Vías Pecuarias. Fundación para la Ecología y Protección 

del Medio Ambiente’. Quercus 81 24-45 

Miller E, T. (1982): “Community diversity and interaction between the size and frecquency 

of disturbance”. American Naturalist 120: 523-536 

Ministerio de Medio Ambiente. 1996. Segundo Inventario Forestal Nacional 1986- 

1995 Andalucía, Córdoba, Madrid. 

Montoya Oliver, J.M. (1982): “Efectos del arbolado de las Dehesas sobre los factores 

ecológicos que actúan al nivel del sotobosque”. Anales INIA Serie Forestal, 5:61-85 

Montoya Oliver, J.M., Mesón García ML, Ruiz Castillo, J. (1988). “Una Dehesa testigo: 

la Dehesa de Moncalvillo”. ICONA. Serie Técnica nº 5. Madrid. 

Navarro Cerrillo, R. y Martínez Suárez, A. (1996): Forestación en explotaciones agrarias. 

Consejería de Agricultura y Pesca. Sevilla. 

Olea Márquez del Prado L, y A San Miguel Ayanz (2006): ‘The Spanish dehesa. A traditional 

Mediterranean silvopastoral system linking production and nature conservation’. 

21st General Meeting of the European Grassland Federation. Badajoz (Spain). 

Olea Márquez del Prado, L. y Viguera Rubio F. (1998): “Pastizales y cultivos” en Hernández, 

C. (Coord.) La Dehesa: aprovechamiento sostenible de los recursos naturales. Editorial 

Agrícola Española S. A. Madrid. Pág. 95-114 

Porras Tejeiro, C, Casas Millán, C, Porras Guillén, M. (2010): “Nuevas experiencias de 

lucha contra el decaimiento del encina”. Agricultura: Revista agropecuaria, 935: 920-925 

Porras Tejeiro, C, Martínez Aguilar, R. y Fernández Reyes, A. (1997): ‘Sistemas Agraos 

tradicionales de Dehesa en las comarcas de la Sierra y los Andevalos de la Provincia 

de Huelva’. Informes Técnicos 48. 48/97. Centro de Investigación y Formación Agraria 

(CIFA) Las torres y Tomejil. Dirección General de Investigación. Consejería de Agricultura 

y Pesca, Junta de Andalucía. 

Rivas Martínez, S. (1987): “Series de vegetación de España”. Serie Técnica 2. ICONA, 

Madrid. 

Rubio de Lucas, M, et al., (1993): “Sierra Morena Oriental”. Cuadernos de Trashumancia. 

7, Editorial ICONA, Madrid. 

Ruíz de la Torre, J. (1981): “Análisis de sistemas. Matorral” en Tratado de Medio Ambiente 

Natural. Madrid. CEOTMA, ICONA. 

San Miguel Ayanz, A. (1994): La Dehesa Española: orígenes, tipología características y 

gestión. Escuela Técnica Superior de Ingenieros Agrónomos y de Montes. Fundación Conde 

del Valle de Salazar, Madrid. 

Saraza Ortiz, R, et al., (1995): Ganadería Española. Editorial Nacional. Madrid. 

Unión de Pequeños Agricultores y Ganaderos (UPAG). 1999. ‘Informe socioeconómico 

de la agricultura española 1999’. Fundación de Estudios Rurales. 

Valero Sáez, A, Terés Landeta, J, y Pérez Figueras C. (1991). ‘La Serena’. Cuadernos de 

169

170 


trashumancia 5. Editorial ICONA. Madrid. 

Wickens, G. E.; Goodin J. E. y Field, D. V. (ed.). (1985): Plant for arid lans. Royal Bot. 

Garden Kyw, G, Allen & Unwin, London.

EL BOSQUE COMO ECOSISTEMA FORESTAL Y SU APROVECHAMIENTO 

SOSTENIBLE: EL PAPEL DE LAS PLATAFORMAS TECNOLÓGICAS 

ANTÓN BORJA & URTZI MENDIZABAL 


E l concepto de “desarrollo sostenible” tiene su origen en el Informe de la Comisión 

de las Naciones Unidas sobre el Desarrollo Económico llamado “Nuestro Futuro 

Común” (1987) y conocido como Informe Brundtland, donde se definió como el desarrollo 

que satisface las necesidades de las generaciones presentes sin comprometer la capacidad 

de las generaciones futuras para satisfacer sus propias necesidades, y como un 

desarrollo que se basa en el equilibrio e interrelación entre el aspecto económico, social y 

medioambiental. Este concepto adquirió impulso y dimensión mundial en la Conferencia 

de la Naciones Unidas sobre Medio Ambiente y Desarrollo en Río de Janeiro (Brasil) en el 

año 1992, también conocida como “Cumbre de la Tierra”, donde se reunieron 4.000 delegados 

de 178 países, de los que 120 eran Jefes de Estado o de Gobierno, inducidos por la 

conservación del medio ambiente y la necesidad de concentrar y coordinar los esfuerzos 

al nivel más alto posible. Así, a partir de esta cumbre se comenzó a utilizar el concepto 

“gestión forestal sostenible”. 

El impulso de Río de Janeiro se transmitió a Europa en la Conferencia de Helsinki 

(Junio 1993), que representa una respuesta común y un compromiso político de los países 

europeos en relación con la gestión sostenible y la conservación de los recursos forestales, 

como se proponía en el Programa 21 y en la Declaración de principios que se adoptaron en 

Río. A través de esta y otras conferencias (denominadas también “proceso paneuropeo”) 

la Unión Europea se asocia a un proceso político precursor en materia de reflexión y de 

compromiso sobre la gestión sostenible de los bosques. La adopción de resoluciones en 

estas conferencias y su posterior aplicación aspiran a desarrollar la cooperación, la investigación 

y la gestión forestal internacional. (Angelidis, A; 1998) El compromiso firme de 

los Estados signatarios y de la Comunidad Europea demuestran la fuerza y la importancia 

del proceso. Se definió la gestión forestal sostenible como la administración y el uso de los 

bosques y los terrenos forestales en forma e intensidad que permita mantener su biodiversidad, 

productividad, capacidad de regeneración, vitalidad y potencial para desempeñar, 

ahora y en el futuro, importantes funciones ecológicas, económicas y sociales, a escala 

local, nacional y mundial, y sin causar perjuicio a otros ecosistemas. 

A raíz de las conferencias interministeriales de Helsinki y Lisboa (1998) en las que los 

ministros europeos adoptaron los criterios e Indicadores Paneuropeos de la Gestión sostenible, 

se materializó la certificación forestal, como sistema que asegura la aplicación de 

la gestión sostenible en el bosque: El “Programme for the Endorsement of Forest Certification 

schemes”, conocido con las siglas PEFC. Este logo garantiza que el producto forestal 

proviene de un bosque gestionado con criterios de sostenibilidad. Así, los sistemas de certificación 

forestal y de etiquetado son instrumentos basados en el mercado y dirigido primordialmente 

a fomentar la gestión sostenible de los bosques y la utilización de productos 

forestales procedentes de fuentes renovables y sostenibles. La certificación forestal es una

172 


herramienta que pretende vincular de forma directa el comercio de productos forestales 

con la gestión sostenible de los bosques. El homólogo del PEFC europeo a nivel mundial 

es el “Forest Stewardship Council” o FSC (Consejo de Administración Forestal), una organización 

independiente no gubernamental y sin ánimo de lucro que fue creada en 1993, 

un año después de la Cumbre de Río, con el propósito de aplicar las resoluciones de la 

misma a las masas forestales de todo el planeta. 

En este sentido, diversos grupos empresariales y cadenas de distribución están apostando 

por incluir productos con certificados forestales en sus políticas estratégicas ambientales. 

Es el caso de Lafarge Cementos, colaborando con WWF en el apoyo a la gestión 

sostenible de los bosques del planeta. Lafarge Cementos ha implantado un programa 

de compra responsable de productos forestales con certificación FSC consumidos en su 

proceso productivo (madera para palets y papel para sacos de cemento) (Durandegui, J; 

2010). En el marco de la política industrial europea, las directrices más importantes se 

vehiculan a través de la política de innovación. Tanto el VI como el VII Programa Marco 

han primado los apoyos a las Plataformas Tecnológicas de diversos sectores y actividades 

industriales. 

2. El ecosistema forestal como servicio ecosistémico global 

Es importante notar en este sentido que con el termino “bosque” se denomina una amplia 

gama de agrupaciones forestales muy diferentes entre sí, con consecuencias muchas 

veces de sentido contrario. Así, Según datos de la FAO, El 20% de las emisiones de gases 

efecto invernadero a la atmósfera proviene de los bosques mal gestionados, la deforestación 

y la degradación de suelos. Al mismo tiempo, los bosques del mundo son capaces de 

fijar el 15% de las emisiones mundiales. Por tanto, el asegurarnos una gestión adecuada y 

una puesta en valor de los productos y servicios obtenidos permitiría una mejora considerable 

de dichos porcentajes. Y una gestión adecuada debe diferenciar las plantaciones de 

cultivo forestal de turno corto con fines puramente económicos, donde los servicios ecosistémicos 

se ven muy reducidos, e incluso se dan efectos perjudiciales para el medio ambiente, 

de las plantaciones forestales de gestión sostenible, que tratan de paliar los efectos 

negativos y potenciar los positivos, hasta llegar al bosque natural no transformado por la 

acción humana, también conocido como ecosistema forestal natural, donde los servicios 

ecosistémicos se manifiestan de forma adecuada. 

Los ecosistemas forestales constituyen, seguramente, los ecosistemas terrestres más 

productivos, superados tan sólo por los manglares (que se encuentran en las regiones 

donde desembocan los ríos y forman lagunas costeras). La importancia que tienen en la 

producción de oxígeno atmosférico, la conservación y estabilidad del suelo, la regulación 

del clima y el agua y la biodiversidad mediante el albergue de un sin número de especies 

tanto de animales como de vegetales, hace de los ecosistemas forestales indispensables 

para la preservación de los procesos ecológicos esenciales que sostienen la vida en la Biosfera 

terrestre, esto es, la existencia de los seres vivos, incluido la humanidad, en el planeta. 

Los ecosistemas forestales forman parte fundamental de la Ecosfera, que consiste en 

la agrupación de los ecosistemas de la Tierra, de la cual dependemos para nuestra subsistencia 

ya que la Ecosfera nos provee de recursos naturales indispensables para cubrir 

nuestras funciones vitales como especie, esto es, respirar aire limpio, beber agua potable 

y comer alimentos. Este es un aspecto que muchas veces se olvida o infravalora en las 

políticas de gestión, quizá debido a que la mayor parte de la humanidad vive en las ciu-


dades, aislados físicamente de los ecosistemas, pero paradójicamente sigue dependiendo 

de estos ecosistemas para vivir, como lo muestra el índice de la “huella ecológica”(Rees 

1996; Wackernagel 1996) o superficie de ecosistemas productivos por persona necesarios 

para satisfacer las necesidades básicas de producción y consumo de la población humana 

(fundamentalmente suelo para ocupación directa, materias primas y productos forestales) 

y soportar los residuos derivados y el calor disipado de dicho consumo. Así, tenemos 

que la huella ecológica de un ciudadano mundial promedio es de 2,9 hectáreas, la de un 

alemán promedio de 6,0 hectáreas, y la de un estadounidense promedio de 12,5 hectáreas. 

La huella ecológica de la población humana habitante de Euskadi, por ejemplo, supera su 

superficie. Esto quiere decir que tomamos “prestado” de otros países o áreas del mundo el 

resto de superficie que utilizamos. Lo mismo sucede a nivel mundial, en la Tierra existen 

solamente 2,1 hectáreas de ecosistemas biológicamente productivos para cada persona, 

superficie inferior a las 2,9 hectáreas que utiliza un ciudadano promedio a nivel mundial, 

por lo que la huella ecológica de la humanidad excede la capacidad ecológica de la Tierra, 

lo que significa que la gestión sostenible de nuestros recursos naturales es imprescindible 

para que podamos disminuir nuestra huella ecológica y asegurar la satisfacción de nuestras 

necesidades básicas. 

Así, los servicios de los ecosistemas forestales son fundamentales para la supervivencia 

humana y pueden agruparse en las siguientes tipologías: 

• Servicios de abastecimiento: que se producen como consecuencia de las funciones de 

producción: alimentos, agua fresca, madera y fibra, energia o combustible. 

• Servicios de regulación: que se producen como consecuencia de las funciones de regulación 

climática y regulación del caudal hídrico. La regulación climática se da a través 

de diversos procesos que se dan en el seno del ecosistema forestal. Por un lado, la fotosíntesis, 

que suministra oxigeno a la atmósfera, y absorbe el exceso de dióxido de carbono 

presente en el aire, disminuyendo la contaminación atmosférica y propiciando 

un efecto tampón del cambio climático o efecto invernadero que esta calentando el 

planeta. Por otro lado, la evapotranspiración, que colabora en el mantenimiento de la 

humedad del aire y consiguientemente de las precipitaciones lluviosas, tan necesarias 

para la disponibilidad de agua potable. La regulación del caudal hídrico incluye el control 

de inundaciones, control de enfermedades, purificación y mejora de la calidad del 

agua. Así, muchos puntos de abastecimiento de agua potable para uso humano suelen 

encontrarse en ecosistemas forestales de alto valor naturalístico. 

• Servicios culturales: que se producen como consecuencia de las funciones de información 

incluyendo los servicios de recreo, educación, estética, lúdica, que garantizan 

mejor salud mental y física. 

3. Las Plataformas Tecnológicas 

Las Plataformas Tecnológicas europeas son una agrupación de entidades interesadas 

en un sector concreto, lideradas por la industria, con el objetivo de definir una Agenda 

Estratégica de Investigación (siglas en inglés: SRA) sobre temas estratégicamente importantes 

y con una gran relevancia social, en los cuales lograr los objetivos europeos de crecimiento, 

competitividad y sostenibilidad dependen de los avances tecnológicos y de investigación 

a medio y largo plazo. Las Plataformas Tecnológicas se basan en la definición 

de una Agenda Estratégica de Investigación y en la movilización de la masa crítica de 

173

174 


de investigación y de esfuerzo innovador necesarios. 

En un número reducido de casos, la envergadura de determinado objetivo tecnológico 

o de investigación y los recursos implicados justifican que se establezcan asociaciones 

público-privadas a largo plazo en forma de Iniciativas Tecnológicas Conjuntas. Estas iniciativas, 

que serán principalmente el resultado del trabajo de las Plataformas Tecnológicas 

Europeas y que cubrirán un aspecto o un pequeño número de aspectos determinados de 

la investigación en un campo dado, combinarán inversiones del sector privado y financiación 

pública europea y nacional, incluidas subvenciones del Programa Marco de Investigación 

y préstamos del Banco Europeo de Inversiones. 

La industria juega un papel de liderazgo en la iniciación de cada plataforma tecnológica 

y en su desarrollo. Sin embargo, para ser eficaces, las plataformas han de implicar 

a otros participantes. En total, en 2010 hay 35 Plataformas Tecnológicas en funcionamiento. 

Participantes habituales en las plataformas: 

Industria: grande, media y pequeña, implicando a toda la cadena de producción y 

suministro, incluyendo a los suministradores y usuarios de componentes y equipos. 

También participarán entidades relacionadas con la transferencia de tecnología y el 

desarrollo comercial de tecnologías. 

Autoridades públicas: en su papel de creadores de políticas y como agencias financiadoras, 

así como de promotores y consumidores de tecnologías. Debido a su naturaleza 

estratégica, las plataformas tendrán un nivel europeo, sin embargo, los niveles 

local, nacional y regional también deben ser tenidos en cuenta. 

Institutos de investigación y comunidad académica (especialmente para fomentar la 

relación industria/universidad) 

Comunidad financiera: bancos privados (incluyendo el BEI), el Fondo Europeo de 

Inversiones, el Banco Europeo para la Reconstrucción y el Desarrollo (BERD), incubadoras 

de empresas, etc. 

Sociedad civil, incluyendo usuarios y consumidores: asegurando que las agendas de 

investigación incluyen a los consumidores futuros. En algunos casos, la participación 

de sindicatos puede considerarse. 

La estructura de la plataforma ha de ser flexible, garantizando un buen balance entre 

los intereses de todos los participantes y evitando la burocracia. Se debe emplear un enfoque 

de red. 

El papel de la Comisión Europea: 

• La Comisión Europea no es la “propietaria” de las plataformas tecnológicas ni está 

dirigiendo la forma en que éstas desarrollan sus actividades. 

• Está propiciando el enfoque “abajo-arriba” liderado por la industria, para definir las 

necesidades de investigación a medio y largo plazo a través de: 

o Su participación activa como observadora en muchas plataformas 

o Si es necesario actuará como guía. 

o Dotará de financiación comunitaria limitada a entidades operacionales (ej. Secretariado) 

de algunas plataformas cuyos objetivos y actividades están estrechamente


relacionados con las áreas temáticas del VI PM y manteniendo el papel de patrocinador 

a través de la financiación continuada, cuando sea apropiado, de proyectos de 

investigación en otras áreas implicadas. 

• Aunque los servicios de la Comisión no están vinculados a las opiniones de las Plataformas 

Tecnológicas, están coordinando sus actividades en este tema, siguiendo el 

desarrollo y utilizando los entregables en los casos apropiados durante el desarrollo 

de la política de investigación. 

Implementación de las Agendas Estratégicas de Investigación: 

• Instrumentos existentes: la mayoría de las SRAs podrán ser financiadas a través de los 

instrumentos ya existentes y que tendrán continuidad durante el VII PM. Por tanto, 

el apoyo de la Comisión para la implementación de estas Agendas se realizará a través 

de convocatorias abiertas de proyectos de investigación colaborativos (proyectos integrados, 

etc.). 

Mecanismo de apoyo específico en el VII PM - Iniciativas Tecnológicas Conjuntas: 

• En los casos en los que las SRAs sean tan ambiciosas que requieran la movilización 

de grandes inversiones públicas y privadas y una gran masa crítica de investigadores, 

será necesaria creación de estructuras a gran escala que permitan establecer y coordinar 

los consorcios públicos-privados para implementar las SRAs. 

A través del artículo 1712 se podrán crear dichas estructuras, especialmente “joint 

undertakings” (empresa común). A partir del examen de las plataformas y sus SRAs, 

se identificarán qué agendas se pueden implementar de esta forma. 

Dichas agendas se incluirán en la propuesta del VII PM de la Comisión bajo el epígrafe: 

Iniciativas Tecnológicas Conjuntas (Joint Technology Initiatives), siendo necesaria la 

aprobación del Consejo y el Parlamento Europeo. 

Las Iniciativas Tecnológicas Conjuntas necesitarán crear consorcios entre las entidades 

públicas y privadas implicadas y movilizar fuentes y mecanismos de financiación 

publica y privada, europea y nacional. Se podrán establecer entidades legales 

capaces de administrar los fondos destinados a cada Iniciativa Tecnológica Conjunta 

y el gran número de participantes. Dichas entidades supervisarán la combinación 

y utilización de financiación pública y privada para implementar los programas de 

investigación indicados. La participación activa de las PYME debe ser posibilitada y 

se deberán tomas medidas para asegurar una difusión amplia de los resultados a la 

industria. 

Aspectos clave de la estructura financiera: 

• Los socios deberán demostrar su compromiso financiero. Referencia: 1/3 inversión 

pública, 2/3 inversión privada. 

• Fuentes de financiación complementaria, a escala comunitaria (programa Marco, 

Fondos Estructurales) o no comunitaria (Eureka, Cost), o a escala regional o nacional. 

175

176 


• Potencial para movilizar préstamos y otros instrumento financieros del BEI, EIF y 

bancos privados. 

• Estudio del tipo de asociación más apropiada. 

4. Plataforma Tecnológica Europea de la Foresta (ETPF) 

La ETPF se constituyó en 2002. La plataforma española se formó en 2005, y cuenta, 

entre otros, con el apoyo de ASPAPEL y CONFEMADERA y de más de cuarenta asociaciones 

empresariales sectoriales, centros tecnológicos y departamentos universitarios. 

Está realizando una profusa labor de información y divulgación y actúa de enlace con 

la plataforma europea. Incluye el sector forestal primario y las industrias de primera y 

segunda transformación (silvicultura y aprovechamientos madereros, aserrío, tableros, 

carpintería y mueble, pasta y papel, envases y embalajes y cadena bioenergética). Entre 

los objetivos del nodo español de la plataforma tecnológica forestal europea, además de 

proporcionar apoyo e información, destaca el de consensuar y transmitir a la plataforma 

las conclusiones derivadas del tejido español en cuanto a I+D+i para contribuir a su desarrollo 

posterior, así como la difusión de la plataforma tecnológica forestal en la sociedad 

en general. 

Partiendo de la importancia del sector forestal y derivados en Europa la dinámica de 

la ETPF ha estado marcada por los siguientes pasos: 

-Visión común del sector (año 2030) 

-Establecimiento de una Agenda Estratégica de Investigación para el sector 

-Coordinación de las Agendas Estatales de Investigación 

-Realización de Conferencias y eventos (una anual como término medio) 

-Implementación de Programas, Proyectos y actividades complementarias. 

Respecto a la “Visión 2030”, hay un acuerdo general sobre la importancia del sector 

desde la perspectiva del desarrollo sostenible, el impacto de las actividades del sector en 

el cambio climático, y su estrecha relación con el desarrollo científico en la esfera de las 

biociencias. Respecto a los objetivos estratégicos, señalemos los siguientes: 

-Realización de encuentros y conferencias sobre los recursos forestales, sus demandas 

multifuncionales y la gestión sustentable de dichos recursos. 

-Aumento de la utilización de la biomasa forestal en productos nuevos y en el consumo 

energético. 

-Desarrollo de procesos de fabricación eficientes e inteligentes, incluyendo la reducción 

del consumo energético. 

-Desarrollo de productos innovadores para responder a los cambios que se producen 

en el mercado y en las necesidades de los consumidores 

-Establecer un sistema de innovación más eficiente, incluyendo mejores estructuras de 

investigación comunitaria con alta eficiencia. 

-Profundizar en las ciencias básicas relacionadas con el sector 

-Establecer planes educativos y formativos de alto nivel 

-Realizar una buena comunicación con la sociedad y con los decisores públicos. 

En lo que se refiere a la Agenda de Investigación Estratégica, se contempla el análisis de

cinco cadenas de valor: 

-Silvicultura (los bosques) 

-Productos de madera 

-Papel y pasta de papel 

-Bioenergia 

-Nuevos negocios y especialidades 


El análisis de los cinco grandes campos citados se efectúa desde la perspectiva de los 

objetivos estratégicos ya señalados, tales como: 

-Desarrollo de productos innovadores 

-Desarrollo de procesos manufactureros eficientes e inteligentes, con reducción de 

consumo de energia 

-Incremento de la disponibilidad y de los usos de la biomasa forestal para fabricar 

nuevos productos y en la esfera del consumo energético 

-Perspectiva de la gestión sostenible en la utilización de los recursos forestales 

-Perspectiva societal (aspectos socioeconómicos) de las actividades del sector 

Con los criterios ya señalados, combinando los cinco grandes campos junto con los 

objetivos estratégicos que se buscan cumplir, se establecieron las siguientes pautas de actuación. 

Para la silvicultura (bosques): 

-Comercialización de recursos forestales “blandos” 

-Árboles para el fututo 

-El bosque para múltiples necesidades 

-Adaptación de los bosques al cambio climático 

Para los productos forestales: 

-Nueva generación de empaquetamiento funcional 

-Construcción con madera 

-Nueva generación de compuestos y productos químicos 

-Tecnologías avanzadas para procesado primario de madera 

-Nuevas tecnologias manufactureras para los productos de madera 

-Reciclado de productos de madera, como fuente de nuevos materiales 

Para el papel y pulpa (pasta de papel): 

-Nueva generación de empaquetamiento funcional 

-El papel como recurso en la comunicación, educación y formación 

-Higiene avanzada y cuidados sanitarios 

-Pulpa, energía y productos químicos del biorefinado de la madera. 

-Nueva generación de “composites” (compuestos) 

-Cadena de valor basada en la reingeniería de la fibra 

177

178 


-Mejores resultados de inputs secundarios en productos de papel. 

-Reducir consumo de energía en la fabricación de papel y de pasta de papel. 

-Reciclado de papel. 

Para la bioenergía: 

-Biocarburantes 

-Pasta de papel, energía y productos químicos del biorefinado de la madera 

-Reducir consumo de energía en la fabricación de papel y de pasta papel 

Para las nuevas especialidades: 

-Pasta de papel, energía y productos químicos del biorefinado de la madera 

-Productos químicos “verdes” 

-Nueva generación de “composites” 

5. Conclusion 

En la primera parte hemos señalado los aspectos que diferencian las superficies 

forestales mal gestionadas o utilizadas, del ecosistema forestal como proporcionador de 

servicios ecosistémicos globales, necesarios para la supervivencia del planeta y de la humanidad. 

Así, una adecuada gestión sostenible debe prevenirse de diversos sectores en el 

área forestal que, respondiendo a intereses económicos, muestran como sostenible el sistema 

tradicional de explotación forestal de especies de turno corto y beneficio económico 

a corto plazo, considerando al mismo nivel estas explotaciones convencionales y los ecosistemas 

forestales naturales bajo el termino “bosque”. Así, siguiendo las pautas del desarrollo 

sostenible, que se basa en el equilibrio entre el aspecto económico, social y medioambiental, 

tan importante como el factor económico son los servicios de abastecimiento, 

regulación del clima y del agua, conservación y estabilidad del suelo y los servicios culturales/sociales 

que nos proporcionan los ecosistemas forestales. 

Posteriormente hemos desarrollado la importancia e interés de la utilización de la 

Plataforma Tecnológica de la Foresta como metodología y armazón de una nueva forma 

de aprovechar los bosques dentro del paradigma del desarrollo sostenible que propugna 

la Unión Europea. Esta “nueva forma de hacer” supone una mayor complejidad, en tanto 

en cuanto los actores que intervienen, son heterogéneos, con diversidad de intereses, con 

diversidad de tradiciones culturales, pero que tratan de buscar acuerdos dentro de la sostenibilidad 

general y se apoyan en el desarrollo de la sociedad de conocimiento y, por tanto, 

en el desarrollo científico-tecnológico. ¿Hasta qué punto las sociedades desarrolladas 

europeas están a la altura de los grandes retos, como son el cambio climático, la preservación 

de los procesos ecológicos esenciales, la superación de la visión economicista y 

cortoplacista de diversos sectores del área forestal que obstaculiza la utilización y gestión 

sostenible forestal, la revisión del modelo de crecimiento económico vigente, las exigencias 

de la sostenibilidad, los desequilibrios sociales, entre otros aspectos a considerar? 

Creemos que se tienen los elementos fundamentales, tanto humanos como tecnológicos, 

físicos y materiales, como para obtener riqueza de nuestros bosques, manteniendo la 

sostenibilidad, defendiendo el clima y distribuyendo la riqueza generada de una manera


equitativa. Esta perspectiva junto con el desarrollo científico-tecnológico e institucional 

puede abrir vías para que nuestros boques y nuestros recursos materiales sean aprovechados 

con una visión de sostenibilidad. Los retos son importantes y la responsabilidad 

colectiva es enorme. 

BIBLIOGRAFÍA 

Angelidis, A. 1998; ‘De Río a Nueva York pasando por Helsinki: ¿qué políticas puede 

aplicar la UE para gestionar de modo sostenible los bosques y el sector forestal en Europa 

y en el mundo?’.Agricultura y sociedad Nº 85, Enero-Abril ,pags. 97-108. 

Borja, A., Gomez,M, 1996;’ Análisis de las estructuras de interfaz en el sistema de innovación 

de la CAV’.EKONOMIAZ, nº 35, pg. 213-238.Ed. Gobierno vasco.Vitoria-Gasteiz 

Calder I.,Hofer T.,Vermont S. y Warren P. 2007; ‘Hacia una nueva comprensión de los 

bosques y el agua’. Unasylva Nº 229, Vol. 58, pags 3-10. 

Campos, P. Caparrós, A. 2009; ‘La integración del valor de cambio de los servicios 

ambientales en las cuentas verdes de las áreas naturales’. Economia y Medio Ambiente, Nº 

847, pags 9-22. 

Carlos del Alamo, J 2009; ‘Certificación forestal, garantía de futuro para nuestros 

bosques’. Ambienta, Nº 87,pags.16-24 

Chazdon, R. 2008; ‘Beyond Deforestation: Restoring Forests and Ecosystems Services 

on Degraded Lands’. Science Vol. 320, pags. 1458-1460. 

Durandegui, J 2010; ‘Compra responsable de productos forestales FSC: acción industrial 

pionera mundial en sostenibilidad’. Cemento Hormigón Nº 939,pags. 86-89 

Forest-Based Sector,2008; Forest-based sector Technology Platform en http://www. 

forestplatform.org/ 

Gomez , M ; Olazaran, M, 2001; Sistemas regionales de innovación. Ed. UPV-Ehu 

Guariguata, M. 2009; ‘El manejo forestal en el contexto de la adaptación al cambio 

climático’. Revista de Estudios Sociales, Nº 32, pags. 98-113. 

Krott,M, 2008; ‘Forest Governement and Forest Governance within a Europe in 

Change’, en The Multifunctional Role of Forest-Policea Methods and Case Studies.Ed. E.F.I. 

Finlandia 

Leguía, E.J. Locatelli, B. Imbach, P. Pérez, C.J. y Vignola, R. 2008; ‘Servicios ecosistémicos 

e hidroenergía en Costa Rica’. Ecosistemas Vol 17 Nº 1, pags 16-23 

Madri+d. 2008; ‘Las plataformas tecnológicas’.Dossier informativo.En http://www. 

madrimasd.org/proyectoseuropeos/futuroPoliticaInv/docs/Dossier_Plataformas_Tecnologicas.pdf 

Marcela, E. Guiñirgo, F. 2008 ‘Indicador espacial del metabolismo urbano:Huella 

ecológica de la ciudad de Tandil, Argentina’. Revista Iberoamericana de Economía Ecológica, 

Vol. 9, pags 31-44 

Maroschek, M. Seidl, R. y Lexer, M.J. 2009; ‘Repercusiones del cambio climático en los 

bienes y servicios proporcionados por los bosques de montaña de Europa’. Unasylva, Nº 

231-232, pag 76-80. 

Navar-Chaidez, J.J. 2010; ‘Los bosques templados del estado de Nuevo Leon: el manejo 

sustentable para bienes y servicios ambientales’. Madera y bosques, Vol. 16 Nº 1, pags 51- 

69. 

Onaindia, M, 2005; Uso sostenible de los servicios de los ecosistemas. Cátedra Unesco 

179

180 


para el Desarrollo Sostenible y la educación Ambiental. Universidad del Pais Vasco. 

Patiño E. 2005; ‘Detener la pérdida de biodiversidad en Europa (Countdown 2010): 

una cuestióm para el debate del IV Foro de biodiversidad de UICN-España’. Cuadernos de 

biodiversidad, Nº 18, pags 9-12. 

Pardos, J.A. 1999; ‘Ante un cambio climático:el papel de los montes arbolados y los productos 

forestales en la retención del carbono’. Investigación agraria: Sistemas y recursos 

forestales, Vol. 8 Nº Estra 1, pags 93-100. 

Rosas, C.A. 2002; ‘Sumideros de carbono:¿solución a la mitigación de los efectos del 

cambio climático?’. Ecosistemas, Vol. 11, Nº 3, Disponible en www.aeet.org/ecosistemas/023/revisiones1.htm. 

Watkins T.Y. e Imbumi M., 2007; ‘Los bosques del monte Kulal en Kenya: una fuente 

de recursos hídricos y de sostén de los medios de subsistencia locales’. Unasylva Nº 229, 

pags 33-37. 

Zingari, P.C. y M. Achouri 2007; ‘Cinco años después de Shiga: acontecimientos recientes 

e implementación de las políticas relativas a los bosques y el agua.’ Unasylva 229, 

Vol. 58. Pag 56-61

O PROVÁRZEA E O SEU IMPACTO NO DESENVOLVIMENTO REGIONAL 

MAURO LUIS RUFFINO, MARIA CLARA SILVA-FORSBERG, MARCE- 

LO DERZI VIDAL, MARCELO BASSOLS RASEIRA, ALZENILSON SAN- 

TOS DE AQUINO E RAIMUNDA QUEIROZ DE MELLO 

1. Introdução 

O 

Projeto Manejo dos Recursos Naturais da Várzea (ProVárzea) é o projeto que o 

Ibama submeteu ao Programa Piloto para a Proteção das Florestas Tropicais do 

Brasil (PPG7), coordenado pela Secretaria de Coordenação da Amazônia do Ministério 

do Meio Ambiente com o objetivo de estabelecer as bases científica, técnica e política para 

a conservação e manejo ambiental e socialmente sustentáveis dos recursos naturais das 

várzeas da região central da bacia amazônica com ênfase em recursos pesqueiros. A ênfase 

na pesca é consistente com o objetivo geral de promover o uso racional dos recursos da 

várzea, uma vez que esta atividade é base da dieta e principal fonte de renda da população 

ribeirinha. Além disso, o recurso pesqueiro representa a síntese das interações entre os 

diversos componentes do ecossistema de várzea. 

Os principais problemas abordados pelo ProVárzea foram: 

1. Degradação ambiental. A várzea é um ecossistema ameaçado pela destruição de habitats, 

pesca não manejada e exploração madeireira predatória. A destruição de habitats 

(especialmente, remoção da cobertura florestal) para implantação de fazendas de gado 

bovino e criação de búfalos reduz a oferta de alimento e abrigo para os peixes, afetando 

severamente a cadeia produtiva do ecossistema através do impacto sobre a vegetação marginal, 

principalmente macrófitas aquáticas. Tanto o consumo direto pelo búfalo, como o 

pisoteio, reduz a área desta vegetação, importante como habitat para os peixes, principalmente 

durante a seca nas áreas alagáveis. 

2. Sobrepesca. Particularmente nas espécies de peixe que têm sofrido maior esforço 

pesqueiro como a piramutaba (Brachyplatystoma vailantii), o tambaqui (Colossoma macropomum) 

e o pirarucu (Arapaima gigas). Essas espécies têm em comum o fato de serem 

muito apreciadas para o consumo, atingirem tamanhos relativamente grandes, e possuírem 

uma baixa taxa de crescimento. 

3. Conflitos sociais. A redução dos estoques do pescado tem causado conflitos entre os 

pescadores profissionais e ribeirinhos pelo direito de uso dos recursos. A escassa presença 

governamental na região tem contribuído para agravar esses conflitos. Na ausência do 

Governo, as organizações locais (comunidades ribeirinhas) estão desenvolvendo sistemas 

de manejo fora do sistema formal de gestão. Embora essas iniciativas tenham aspectos 

positivos e inovadores, faltam amparo legal, embasamento científico e mecanismos para 

integrá-las em um modelo para a gestão dos recursos naturais na várzea. 

4. Escassez de sistemas de manejo. Embora haja vários estudos básicos sobre a ecologia 

de várzea (estrutura, funcionamento e biodiversidade), há uma escassez de estudos aplicados 

e sistemas de manejo efetivos para esse ambiente. Como conseqüência, as práticas

182 


atuais de uso dos recursos naturais são largamente não manejadas e extensivas. Por exemplo, 

apesar de seu potencial agronômico, a agricultura da várzea continua em crise, sem 

alternativas para resolver os problemas de degradação ecológica, baixa rentabilidade e 

ausência de mercados para a sua produção. 

5. Ausência de políticas específicas. As políticas públicas elaboradas para a Amazônia 

têm negligenciado a especificidade do ecossistema de várzea. Em geral, essas políticas 

(planejamento, desenvolvimento rural, conservação, monitoramento e controle etc.) são 

excessivamente genéricas e voltadas às florestas de terra firme. Em parte isto é devido à 

área de várzea ficar reduzida quando se trata a Amazônia na escala regional, o que não é 

proporcional à sua importância ecológica e econômica. 

6. Gestão Ineficiente. Na várzea, a extensão territorial, a complexidade do meio ambiente 

e a diversidade de atividades econômicas impõem um grande desafio para a gestão 

pública. O sistema atual, centralizador e pouco participativo, tem se revelado incapaz de 

ordenar o processo de ocupação e utilização dos. 

2. Estratégias de Intervenção 

Para enfrentar os problemas de uso e conservação dos recursos naturais da várzea, o 

ProVárzea trabalhou com três intervenções: 

• Geração de informações estratégicas para auxiliar a elaboração de políticas públicas 

mais específicas e coerentes para a várzea através de Estudos Estratégicos. 

• Desenvolvimento de sistemas inovadores de manejo dos recursos naturais da várzea 

que sejam economicamente, socialmente e ambientalmente sustentáveis através 

do apoio a Iniciativas Promissoras desenvolvidas e executadas por moradores da 

várzea, comunidades ribeirinhas, organizações não governamentais e grupos de 

pescadores organizados, e pela promoção de troca de experiências, assistência técnica 

e multiplicação das experiências. 

• Desenvolvimento e teste de um sistema piloto integrado de monitoramento e controle, 

descentralizado e participativo, do uso dos recursos naturais da várzea em 

duas áreas piloto para produzir e promover conhecimento que possa ser utilizado 

no manejo dos recursos naturais da várzea. 

3. Principais Resultados 

A atuação do ProVárzea passou a assumir um papel inovador no contexto das estratégias 

governamentais, e sobretudo, rompendo um paradigma institucional, no momento 

que passa a investir nas pessoas como elementos transformadores e que podem dar sustentabilidade 

ou não ao uso dos recursos naturais. 

O principal avanço na influência de políticas públicas foi, sem dúvida, a busca da transversalidade 

da questão ambiental nas diversas políticas que afetam a várzea amazônica, 

com destaque para: 

• A regularização fundiária em áreas de várzea cujas propostas apresentadas pelo estudo 

executado pelo ProVárzea foram discutidas e internalizadas pela Secretaria de 

Patrimônio da União (SPU), Instituto Nacional de Colonização e Reforma Agrária 

(INCRA) e Ibama, estabelecidos as normas e procedimentos e iniciado o processo 

nos estados do Amazonas e Pará.

M. L. Ruffino, M. C. Silva-Forsberg, Marcelo Derzi, Marcelo Bassols, A. Santos de Aquino & R. Queiroz 183 

• Áreas prioritárias para a conservação da biodiversidade da várzea foram identificadas 

pelo estudo realizado pelo ProVárzea. Com base nos resultados se propôs 

que para a maior parte das comunidades biológicas sejam representativas em áreas 

protegidas, recomendou-se a criação de Unidades de Conservação distribuídas ao 

longo de toda a várzea da calha do Solimões-Amazonas, assssim como definiu-se 

as áreas mínimas recomendadas em: a) estuáriso – 4 milhões e 200 mil hectares; 

b) Almeirim-Santarém – 1 milhão e 300 mil hectares; c) Santarém-Manaus – 2 

milhões e 250 mil hectares e d) Manaus – Tabatinga – 4 milhões e 600 mil hectares. 

Posteriormente essas áreas foram discutidas em consultas públicas realizadas 

em seminários municipais promovidos pelo projeto, com a indicação de 18 áreas 

no seminário de Parintins/AM, seis áreas em Tabatinga/AM, e sete áreas em Santarém/PA, 

totalizando 31 propostas de Unidades de Conservação. Tais resultados 

foram diponibilizados ao Programa Áreas Protegidas da Amazônia, assim como 

ao Conselho Nacional de Populações Tradicionais (CNPT) e vem subsidiando o 

Ministério do Meio Ambiente (MMA) na revisão e atualização do “Mapa de Áreas 

Prioritárias para a Conservação, Uso Sustentável e Repartição de Benefícios da Biodiversidade 

Brasileira, no bioma Amazônia”. 

• Novas propostas de ordenamento pesqueiro para a Amazônia froam disponibilizados 

pelos estudos do setor pesqueiro e dos grandes bagres migradores e outras 

espécies de peixes de valor comercial, culminando com a publicação de uma séries 

de Instruções Normativas espefíficas para os períodos de defeso, para o tambaqui, 

culminando com a recente criação do Comitê de Gestão do Uso Sustentável dos 

Recursos Pesqueiros da Bacia Amazônica (CGBA) com posto por órgão e entidades 

da administração pública, do setor privado e das organizações não governamentais 

com as atribuições de: i) discutir, propor e monitorar a aplicação de medidas 

de gestão do usos sustentável dos recursos pesqueiros da bacia Amazônica; ii) 

manter sistemas de análise e informação sobre os dados bioestatísticos dos recursos 

pesqueiros da bacia Amazônica, bem como da conjuntura econõmica e social da 

atividade pesqueira; iii) propor e opinar sobre termos de cooperação técnica, inclusive 

no âmbito de reuniões internacikonais sobre gestão do usos dos recursos 

pesqueiros ou assuntos correlatos; e iv) acompanhar a implementação dos trabalhos 

dos Subcomitês Científico e de Acompanhamento e dos Grupos de Gestão dos 

estados e outros instrumentos de assessoramento e apoio aos trabalhos do CGBA. 

Através de apoio a subprojetos o ProVárzea promoveu e fomentou o desenvolvimento 

de sistemas inovadores de manejo dos recursos naturais da várzea que sejam ambientalmente, 

socialmente e economicamente sustentáveis, e fortalecendo as organizações sociais 

de maneira que esses subprojetos sirvam como catalisadores de mudanças nas suas 

regiões e possam gerar metodologias e lições que possam ser multiplicadas em outras 

áreas e regiões. Assim, o ProVárzea promoveu a sustentabilidade nas suas múltiplas dimensões: 

social, ambiental, econômica, cultural e ética. 

Ao todo foram 25 subprojetos apoiados pelo ProVárzea com recursos da ordem de 

R$ 10 milhões de reais destinados a atividades de capacitação, manejo de recursos, escoamento 

e comercialização da produção. Podemos destacar como principais indicadores 

de desempenho e impactos monitorado até o presente momento: 

• Ao todo, 115.486 pessoas foram atingidas (o equivalente a cerca de 13% da população 

residente na várzea amazônica) diretamente em 32 municípios dos estados do

184 


Amazonas e Pará por meio das ações dos projetos apoiados. 

• Cerca de 100.266 hectares de área manejada em ecossistemas terrestres e aquáticos. 

Uma parcela significativa das áreas aquáticas manejadas está sendo regida por Instruções 

Normativas regulamentando acordos de pesca comunitários. 

• No que tange ao processo de associativismo/cooperativismo, relevantes impactos 

também foram observados. Novas instituições foram criadas a partir das ações dos 

projetos ou de suas parcerias estabelecidas. 

-cooperativa de produtos aromáticos naturais, que está comercializando os produtos 

para os estados do Rio de Janeiro e São Paulo, tendo colocado amostras de seus 

produtos, por meio de exposições, em feiras em países como a Irlanda, Alemanha 

e EUA. 

-criadas duas Colônias de Pescadores no rio São Francisco, fruto da disseminação 

do projeto executado pelo Movimento dos Pescadores do Oeste do Pará e Baixo 

Amazonas (Mopebam); e quatro associações comunitárias que foram fortalecidas 

com o apoio do projeto executado pela Federação de Órgãos para Assistência Social 

e Educacional (Fase) e que hoje recebem recursos por meio destes últimos 

grupo de subprojetos aprovado pelo ProVárzea/Ibama. 

• Formação de capital social através do fortalecimento de Colônias de Pescadores 

com incremento na sua movimentação financeira e importantes conquistas sociais 

e políticas - representadas por quatro vereadores eleitos que saíram dos quadros 

das diretorias das Colônias de Pescadores de Santarém (Z-20), Juruti (Z-42), Prainha 

(Z-31) e Óbidos (Z-19), um secretário de pesca e 12 conselheiros municipais de 

saúde. 

• Maior participação das mulheres - aumento de 32% no número de mulheres ocupando 

cargos de direção em associações comunitárias apoiados pelo ProVárzea. 

• 156 cursos de capacitação realizados pelos projetos, sobre cozinha regional para 

cooperados e comunitários, legislação ambiental, destilação e extração de óleos essenciais, 

manejo de lagos e implantação das unidades demonstrativas de manejo 

florestal madeireiro, entre outros, atingindo cerca de 2.300 pessoas. 

• Novas e técnicas de manejo forma desenvolvidas e aperfeiçoadas, com destaque 

para: 

-o manejo e comercialização do camarão de água-doce (Macrobrachium amazonicum), 

que possibilitou a duplicação do tamanho médio do camarão capturado, 

diminuição dos custos da oescaria e incremento de 67% na renda familiar. 

-o manejo de abelhas sem ferrão nativas da Amazônia, Mellipona spp objetivando 

a produção de mel e melhoria da polinização natural da floresta, existindo hoje 

cerca de 1.200 colméias acondicionadas em caixas padronizadas que foram disseminadas 

e replicadas em Parintins, Alvarães, Careiro da Várzea, Altazes, Maués 

e Silves no Estado do Amazonas. 

-extração, beneficiamento e comercialização de onde óleos essenciais de plantas da 

várzea - tais como o Cumaru, o Pau Rosa, o Breu Branco, o Puxuri, a Andiroba e 

a Copaíba - são utilizados para produzir sabonetes, velas, óleos corporais, cremes 

anti-reumáticos, incensos e saches aromáticos. No total foram gerados 10 novos 

produtos que estão sendo comercializados e gerando renda. 

No que tange ao desenvolvimento e teste de sistemas de co-gestão dos recursos naturais 

da várzea, o ProVárzea promoveu a participação e o controle social como formas de com-


partilhar responsabilidades com a sociedade nos processos de tomada de decisões como 

por exemplo, através do manejo comunitário de pesca, mas também fortaleceu o Sistema 

Nacional de Meio Ambiente – SISNAMA visando a gestão compartilhada e descentralizada 

da política com os estados e municípios através do desenvolvimento de mecanismos 

de controle e fiscalização, abrindo à participação da sociedade através dos Agentes Ambientais 

Voluntários, e na busca de maior eficiência pelos órgãos ambientais através da 

implementação das Unidades Integradas de Defesa Ambiental (Unidas) que congrega o 

Ibama, as Polícias Militar e Civil, a Secretaria Municipal de Meio Ambiente e a Capitania 

dos Portos. 

Avanços significativos foram alcançados nas políticas e legislação relacionadas com 

o manejo comunitário. Em geral, as mudanças foram no sentido de fortalecer a gestão 

participativa e o manejo comunitário. O ProVárzea consolidou o processo de manejo comunitário 

de pesca como instrumento de ordenamento pesqueiro para a bacia amazônica 

dentro do Ibama, com a publicação da Instrução Normativa No. 29 que regulamenta e 

reconhece os acordos de pesca como instrumento de ordenamento pesqueiro e de gestão 

compartilhada de recursos pesqueiros para a Amazônia. Capacitou mais de 400 pessoas 

entre analistas ambientais do Ibama, órgãos estaduais de meio ambiente, ONGs e lideranças 

comunitárias, buscando promover a expansão deste sistema para outros estados 

da Amazônia. Os principais pontos limitantes são: a capacidade organizacional do grupo 

e não a capacidade técnica, pois com uma base social forte, o grupo terá melhores condições 

para resolver as questões técnicas. O problema do manejo sustentável dos recursos 

naturais é raramente um problema de falta de conhecimento das limitações ambientais. A 

questão é organizacional e o desafio está na capacidade das comunidades se estruturarem 

e criarem as condições necessárias para as ações coletivas sustentadas. 

Além do apoio a projetos, o ProVárzea testou novos modelos de gestão compartilhada 

de recursos naturais da várzea com excelentes resultados: 

• criação de um sistema inter-institucional de controle e fiscalização – a chamada 

Unidade Integrada de Defesa Ambiental (Unida) - que nasceu em Santarém, mas 

que atualmente está se multiplicando para outros municípios do oeste do Pará. 

• promoção da participação popular e controle social através de: 

-institucionalização do Programa de Agentes Ambientais Voluntários pelo Ibama 

através das lições extraídas do projeto, e 

-criação e fortalecimento de Conselhos Municipais de Desenvolvimento Rural 

Sustentável com a implementação de Planos Municipais de Desenvolvimento Rural 

Sustentável. 

4. Conclusões 

O ProVárzea investiu mais no ser humano, porque apesar de o objetivo do projeto ser 

o de estimular uma utilização mais adequada e sustentável dos recursos vegetais da região, 

dificilmente ele seria alcançado com as ações voltadas só para esse tema. O trabalhador 

da várzea não se mobiliza em torno do assunto por este estar distante de seus interesses 

maiores de produzir, se alimentar e viver com dignidade frente à situação em que se encontram. 

A aproximação do mundo técnico com a comunidade não se dá sem conflitos 

silenciosos, embora haja um objetivo comum, fazer com que as plantas e animais nativos 

cumpram múltiplas funções: econômicas, ecológicas, sociais, técnicas, culturais e estéticas. 

O manejo sustentável nada mais é do que ações baseadas em planejamento e pesquisa

186 


para uso e exploração equilibrada dos recursos naturais da várzea. 

O manejo sustentável dos recursos naturais da várzea se baseia no fato de que os 

maiores interessados na biodiversidade sempre são aqueles que dependem dela. Tanto que 

a lida diária da população rural da Amazônia construiu uma intimidade surpreendente 

com a vegetação local, sendo ela nativa ou não. A família rural busca nas plantas remédios, 

alimentos para pessoas e animais, materiais para a construção de casas e abrigos para animais 

domésticos, combustíveis e até produtos ornamentais. 

Dessa forma o ProVárzea conseguiu iniciar o intercâmbio do saber popular com o 

saber científico, procurou reunir, organizar e conferir as informações dessas duas fontes e 

também repassou esse conhecimento de uma esfera a outra. No âmbito do ProVárzea, o 

manejo, de uma forma ou de outra, resultou em aumento da renda das famílias envolvidas. 

O ProVárzea, de uma forma geral, incentivou a co-gestão dos recursos naturais da várzea, 

que, diretamente, são a fonte de subsistência e renda das comunidades da região. Em algumas 

áreas já são percebidos impactos na qualidade de vida das pessoas, com melhora na 

alimentação das famílias e também aumento na renda, especialmente com a organização 

dos meios de produção de maneira sustentável. 

No que se refere ao fortalecimento do recurso social da região, o projeto proporcionou 

a oportunidades de troca de experiências. Fortaleceu também as organizações da sociedade 

civil, com a capacitação de lideranças, mobilização das organizações de base, incentivou 

aos acordos de pesca e capacitação dos agentes ambientais voluntários. O ProVárzea 

promoveu também a aproximação dos órgãos governamentais com a comunidade. Recuperou 

a cidadania e fortaleceu o caráter de cidadão, especialmente dos pescadores. 

O projeto investiu nas pessoas e não só nas instituições, com a promoção do conhecimento 

através de capacitações. Houve o aprimoramento técnico na agricultura, na captura 

de peixes, na gestão de projetos e no incentivo à participação. O impacto nessa área foi o 

empoderamento das pessoas e a otimização das atividades de ecoturismo, pesca, educação 

ambiental, manejo de lagos, manejo de espécies vegetais e animais, tendo como exemplo 

o camarão. Não houve o apoio direto na área de infra-estrutura. Embora, tenha havido o 

investimento em equipamentos para instituições responsáveis por subprojetos do componente 

iniciativas promissora. No entanto, espera-se, no futuro, um impacto previsto 

de investimento em infra-estrutura por parte do poder público, por pressão das comunidades. 

Especialmente porque haverá cobrança da comunidade que buscará mais presença 

do estado nas áreas de saúde, educação e saneamento básico. 

O projeto não conseguiu ainda resultados significativos no aumento dos recursos financeiros 

dos habitantes da várzea. Embora esteja engatilhado o aumento da renda com o 

ecoturismo e óleos essenciais em Silves, manejo de camarão e madeira em Gurupá. Além 

de geração de renda com a criação de abelhas sem ferrão e criação de búfalo de forma sustentável. 

Essas experiências poderão contribuir com a geração de renda de outras regiões 

da várzea devido ao intercâmbio de informações apoiado pelo projeto. No entanto, ressaltamos 

que tais experiências exitosas saõ locais e pontuais e somente poderão ter sustentabilidade 

no momento em que conseguirem ganhar escala de produção, desenvolverem 

estratégias de escoamento da produção e acessibilidade ao mercado, uma vez que a comercialização 

é um dos principais pontos de estrangulamento dos sistemas de produção 

desenvolvidos. 

Em conclusão, o ProVárzea é um projeto que já conquistou as comunidades da várzea, 

que apontam resultados positivos dos trabalhos implantados. Inclusive, com o perigo de 

o projeto ser visto como instituição e não como um conjunto de ações com começo e fim.


De uma forma geral, o projeto rompeu com o paradigma de projetos ambientais que se 

preocupam somente com fauna e flora e conseguiu contribuir para a melhoria da qualidade 

de vida das comunidades da região e minimizar algumas situações de desconforto. 

Nos casos em que isso não foi possível, está contribuindo para o empoderamento das pessoas 

e instituições. O impacto disso será o aumento da capacidade de reivindicação desses 

grupos o que será uma fonte de cobrança para o poder público no futuro. 

A gestão da várzea tem ligação direta com a redução da pobreza e diminuição da vulnerabilidade 

da população. Constrói também a equidade social e melhora a qualidade de 

vida. No entanto, os impactos maiores estão fora do horizonte temporal do projeto, como 

a melhoria da qualidade de vida dos pescadores, fortalecimento institucional sustentável, 

redução de vulnerabilidades e efetivação da governança. Além disso, o ProVárzea deixa 

como herança a esperança, a construção de parcerias e a promoção da estabilidade. 

5. Lições Aprendidas 

• O projeto teve sucesso em discutir as questões da várzea com seus habitantes, sociedade 

civil, setor privado e o governo através da diversificação de metodologias e instrumentos 

adequados aos diversos públicos (seminários, estudos, diversos materiais 

de divulgação e inclusão das organizações de base dentro das discussões, etc.) 

• Houve um grande fortalecimento das organizações de base nas várias áreas, incluindo 

as organizações dos pescadores e aumento da participação das mulheres. 

• Práticas de manejo dos recursos naturais na escala das comunidades e dos municípios 

estão sendo implementadas. 

• O uso de diferentes instrumentos e ações – pesquisas, seminários, workshops, publicações 

e mídia – permitiu um maior conhecimento sobre o projeto em escala regional. 

• A integração entre os componentes do projeto deixou a desejar em função de atrasos 

de implementação e execução de alguns componente e sub-componentes, mas também 

pela pesada carga de trabalho da equipe, mudanças dos doadores e as demandas 

locais. 

• A filosofia de gestão empreendida pelo projeto e a disponibilidade de recursos fizeram 

com que, às vezes, o projeto fosse identificado como uma instituição aparte e não 

como parte de uma agência governamental - Ibama. 

• As conexões entre as várias escalas da co-gestão evoluiram, porém mais lentamente do 

que o esperado e muito esforço ainda deve ser investido no sentido de ampliar essas 

escalas. 

• Projetos grandes e ambiciosos, com um número significativo de subprojetos se assemelham 

mais a um Programa do que um projeto propriamente dito e podem ser bem 

sucedidos mas requerem mais tempo, especialmente quando o projeto tem diversos 

sub-projetos e contratos. 

• A multiplicidade de doadores permitiu: 

-uma maior legitimidade ao projeto frente aos diversos níveis incluindo os governos 

e sociedade civil; 

-diferentes aportes em termos de ênfases, habilidades e pontos das vista; 

-maior cobrança um dos outros quando em situações problemáticas de desembolsos, 

permitindo a continuidade do projeto; 

-maiores custos das transações em termos de recursos financeiros e humanos, pois

188 


cada doador tem seu próprio sistema financeiro, acordos e procedimentos com o 

governo brasileiro; 

-arranjos para o gerenciamento do projeto muitas vezes inconsistentes entre doadores, 

incluindo as datas para início e término; 

-identificar que doadores precisam ser mais flexíveis em relação aos seus próprios 

procedimentos administrativos e financeiros quando na cooperação com outros 

doadores; 

-identificar que doadores com diferentes níveis de flexibilidade, especialmente em 

termos de execução financeira, permitem maior flexibilidade no gerenciamento do 

projeto, mas também pode deixar o projeto dependente demais de um doador sem 

resolver o problema; 

-sugerir as necessidade de incluir as questões sobre doadores no Marco Lógico 

dentro da coluna dos riscos.

FOREST CONSERVATION, AFFORESTATION AND REFORESTATION IN IN- 

DIA: IMPLICATIONS FOR FOREST CARBON STOCKS 

Summary 

N. H. RAVINDRANATH, RAJIV KUMAR CHATURVEDI & INDU K. 

MURTHY 

This article presents an assessment of the implications of past and current forest conservation 

and regeneration policies and programmes for forest carbon sink in India. The area 

under forests, including part of the area afforested, is increasing and currently 67.83 mha of 

area is under forest cover. Assuming that the current trend continues, the area under forest 

cover is projected to reach 72 mha by 2030. Estimates of carbon stock in Indian forests in 

both soil and vegetation range from 8.58 to 9.57 GtC. The carbon stock in existing forests 

is projected to be nearly stable over the next 25 year period at 8.79 GtC. However, if the current 

rate of afforestation and reforestation is assumed to continue, the carbon stock could 

increase from 8.79 GtC in 2006 to 9.75 GtC by 2030 – an increase of 11%. The estimates 

made in this study assume that the current trend will continue and do not include forest 

degradation and loss of carbon stocks due to biomass extraction, fire, grazing and other 

disturbances. 


I ndia is a large developing country known for its diverse forest ecosystems and is also 

a mega-biodiversity country. Forest ecosystems in India are critical for biodiversity, 

watershed protection, and livelihoods of indigenous and rural communities. The National 

Communication of the Government of India to the UNFCCC has reported1 that the forest 

sector is a marginal source of CO2 emissions. India has formulated and implemented 

a number of policies and programmes aimed at forest and biodiversity conservation, afforestation 

and reforestation. Further, India has a goal2 to bring one-third of the geographic 

area under forest and tree cover by 2012. All forest policies and programmes have 

implications for carbon sink and forest management. This article presents an assessment 

of the implications of past and current forest conservation and regeneration policies and 

programmes for forest carbon sink in India. It also estimates the carbon stocks under current 

trend scenario for the existing forests as well as new area brought under afforestation 

and reforestation for the period 2006–30. 

We have primarily relied on published data from the Ministry of Environment and 

Forests (MOEF), Government of India (GOI); Food and Agricultural Organization of 

United Nations (FAO), and Forest Survey of India (FSI). We have used the Comprehensive 

Mitigation Analysis Process (COMAP) model for projecting carbon stock estimates. The 

article is based only on past trends from 1980 to 2005 and uses the assumption – ‘if the 

current trend continues’. We feel that such an assumption is well justified because, despite 

the increase in population and industrialization during 1980–2005, forest area in India 

not only remained stable but has marginally increased. This is due to favourable policies

190 


and initiatives pursued by GOI. We expect that India will not only keep pursuing aggressive 

policies of afforestation and forest conservation, but also go a step forward. A case 

in point is the Prime Minister’s recently announced ‘6 mha greening programme’. If the 

assumptions of continuation of current rates of afforestation, forest conservation policies 

and no significant degradation of forest carbon stocks are changed, the future carbon 

stocks projected will also change. 

2. Area under forests 

According to FSI, ‘all lands, more than one hectare in area, with a tree canopy density 

of more than 10 per cent are defined as Forest’. The total forest cover in India according 

to the latest3 State of Forest Report 2003 is 67.83 mha and this constitutes 20.64% of the 

geographic area. The distribution of area under very dense, dense and open forest is given 

in Table 1. Dense forest dominates, accounting for about half of the total forest cover. Tree 

cover (which includes forests of less than 1 ha) is 9.99 mha (3.04%). The total area under 

forest and tree cover is 77.82 mha, which is 23.68% of the geographic area (Table 1). 

FAO4 defines forests as ‘Land spanning more than 0.5 ha with trees higher than 5 m 

and a canopy cover of more than 10%, or trees able to reach these thresholds in situ’. And 

other woodlands as ‘Land not classified as “Forest”, spanning more than 0.5 ha; with trees 

higher than 5 m and a canopy cover of 5–10 per cent, or trees able to reach these thresholds 

in situ; or with a combined cover of shrubs, bushes and trees above 10 per cent. Both 

of these categories do not include the land that is predominantly under agricultural or 

urban land use’. According to FAO, the area under forests and other wooded land in India 

has increased from 63.93 mha in 1990 to 67.70 mha in 2005. Thus FAO estimates do not 

significantly differ from FSI estimates. 

3. Trends in area under forest and tree cover 

The FSI has been periodically estimating the forest cover in India since 1987, using 

remote sensing techniques. The forest cover reported5 for 1987 was 64.08 mha and according 

to the latest assessment3 for 2003, the forest cover is 67.83 mha. This indicates an 

increase in forest cover of 3.75 mha over a period of 15 years (Figure 1). It can be observed 

from Figure 1 that the forest cover in India has nearly stabilized and has been increasing 

marginally over the years3,5–12. FSI has included the tree cover in the 2001 and 2003 assessments3,6, 

in addition to forest cover. The area under tree cover reported is also found 

to be marginally increasing (Figure 1). 

4. Afforestation and reforestation programmes 

India has been implementing an aggressive afforestation programme. The country initiated 

large-scale afforestation under the social forestry programme starting in the early 

1980s. Figure 2 shows the progress of afforestation in India for the period 1951–2005. It 

can be seen from Figure 2 that the cumulative area afforested in India during the period 

1980–2005 is about 34 mha, at an average annual rate2 of 1.32 mha2. This includes community 

woodlots, farm forestry, avenue plantations and agro-forestry. Afforestation and 

reforestation in India are being carried out under various programmes, namely social forestry 

initiated in the early 1980s, Joint Forest Management Programme initiated in 1990,

N. H. Ravindranath, Rajiv Kumar Chaturvedi & Indu K. Murthy 

afforestation under National Afforestation and Eco-development Board (NAEB) programmes 

since 1992, and private farmer and industry-initiated plantation forestry. 

Tree crown class Area (mha) 

geographic area 

Area (mha) Per cent geographic area 

Very dense forest (>70%) 5.13 1.56 

Dense forest (40–70%) 33.93 10.32 

Open forest (10–40%) 28.78 8.76 

Mangroves 0.45 0.14 

Total forest cover 67.83 20.64 

Tree cover 9.99 3.04 

Total 77.82 23.68 

Forest cover according to FAO 67.7 _ 

Table 1. Status of forest cover in India 

Figure 1. Trends in area under forest and tree cover 

5. Future trends in area under forests and afforestation 

The projections for area under forest as well as area afforested are based on current 

trends or what is generally termed the ‘current trend scenario’. The current trend scenario 

is based on the past, current and short-term afforestation plans. The projections exclude 

the tree cover component as reported in 2001 and 2003 by the FSI. 

Projections for area under forest cover based on current trend scenario 

The forest cover is projected up to 2030, based on the past and current trends, as reported 

by the periodic reports of the FSI. It can be observed from Figure 3 that the forest 

cover will continue to increase all the way up to 2030. The forest cover is projected to reach 

72.19 mha by 2030, assuming that the current trend scenario will continue. 

191

192 


Figure 2. Cumulative area afforested2 during 1951–2005 

Figure 3. Projected trend in forest cover under the current trend scenario 

Projected afforestation rates based on current trends 

The long-term average annual rate of afforestation over the period 1980–2005 is 1.32 

mha. Assuming the average rate2 of 1.32 mha for the period 2006–30, the total area that 

would be afforested is 33 mha. The cumulative area afforested would be 70.5 mha by 2030 

(Figure 4). This includes short- and long-rotation plantation forestry as well as natural 

regeneration. It is important to note that some of the afforested area, particularly shortrotation 

plantations, is likely to be periodically harvested and replanted or left for coppice 

regrowth. 

6. Carbon stocks in forests 

The forest sector could be a source or a sink of carbon. Forest carbon stock includes 

biomass and soil carbon pools. Biomass carbon can be further disaggregated into aboveground 

and belowground biomass and dead organic matter. Change in forest carbon stock 

between two time periods is an indicator of the net emissions of CO2 from the sector. 

Carbon stocks are estimated and projected for the period 2005–30.

Methodology 


The COMAP model13 is a set of versatile models with the ability to analyse the mitigation 

potential as well as costeffectiveness of diverse activities such as forest conservation 

(e.g. Protected Areas and halting forest conversion), natural regeneration (with no logging) 

and afforestation / reforestation through plantation forestry, including short- as well 

as long-rotation forestry (with logging or harvesting). 

Figure 4. Projected afforestation under the current trend scenario 

Assessment of mitigation activities using the COMAP model would involve consideration 

of the following: 

• Land availability for different mitigation activities during different years. 

• Wood product demand and supply to ensure that socioeconomic demands are met 

with and real additional mitigation is feasible. 

• Developing a baseline or current trend scenario to enable estimation of incremental 

carbon mitigation. 

• Developing a mitigation scenario incorporating the extent of area to be covered for 

meeting different goals. 

Data required for assessing different activities: The data required for assessing the mitigation 

potential of afforestation and reforestation include land area-related information, 

baseline carbon density (tC/ha) in above-ground vegetation and soil, rotation period, 

above-ground woody biomass accumulation rate (tC/ha/yr), soil carbon enhancement 

rate (tC/ha/yr), and cost and benefit flows. Input data were obtained from the literature. 

Outputs of the COMAP model: These include mitigation potential estimates per ha and 

aggregate tonnes of carbon benefit, annual carbon stocks, carbon stocks for a given year 

such as 2008 and 2012 and cumulative over a period, and cost-effectiveness parameters. 

Carbon stock estimates 

Estimates for the forest carbon stocks, including biomass and soil carbon from previous 

studies are given in Figure 5. According to an earlier estimate by Richards and Flint 

the biomass carbon stock in Indian forests was 7.94 MtC during 1880. This study does not 

193

194 


provide soil carbon estimates. Further estimates by the same authors for 1980 showed that 

forest biomass carbon stock had declined by nearly half over a period of 100 years. Estimates17–19 

of forest carbon stock, including biomass and soil carbon for the year 1986, 

are in the range 8.58–9.57 GtC. According to a latest estimate by FAO4, total forest carbon 

stock in India is 10.01 GtC. Thus, the carbon stocks in Indian forests have not declined, 

and in fact seem to have increased, over a period of 20 years (1986–2005). Forest soil carbon 

accounts for over 50% of the total forest carbon stock. 

Figure 5. Trends in carbon stock estimates for Indian forests 

Carbon stock projections under current trend scenario 

Carbon stock projections for the existing forests as well as new area brought under afforestation 

and reforestation for the current trend scenario are made for the period 2006– 

30. The carbon stock projections are made using the COMAP model. The forest cover 

data were obtained from the projections made using the FSI area trends (Figure 3) and 

afforestation rates were obtained from the past trends (average annual rate of 1.32 mha). 

The biomass and soil carbon stock and growth rates were obtained from published literature14,15. 

The afforestation rate of 1.32 mha/annum was allocated to short- and long-rotation 

and natural regeneration at 63.7, 32.2 and 4.1% respectively, based on the previous 

years’ trend. 

The carbon stock projections for the period 2006–30 are given in Figure 6. The carbon 

stock in the existing forests is projected to be nearly stable over the 25-year period at 

8.79 GtC (Figure 6 a). When afforestation and reforestation is included, the carbon stock 

is projected to increase from 8.79 GtC in 2006 to 9.75 GtC by 2030, about 11% increase 

(Figure 6 a). It is important to note that COMAP model accounts for harvests and the resulting 

emissions. Thus, Indian forests will be a net sink over the next 25 years. Figure 6 b 

shows the dominance of soil carbon in the total forest carbon stock.


a 

b 

Figure 6. Projected forest carbon stocks. a, Under the current trend scenario for existing forests and 

area afforested (short- and long-rotation and natural regeneration). b, According to biomass and 

soil carbon. 

7. Factors contributing to stabilization of carbon stocks in Indian forests 

India is one of the few countries where deforestation rate has been reduced and regulated 

and forest cover nearly stabilized, unlike most other tropical countries. Further, the 

pr jections of carbon stocks for the period 2006–30 showed that the carbon stock will increase. 

Thus, it is important to understand the likely factors contributing to the observed 

and projected stabilization of forest cover as well as forest carbon stocks in India. The 

factors include legislations, forest conservation and afforestation programmes, and community 

awareness and participation. 

Forest Conservation Act, 1980 

This Act is one of the most effective legislations contributing to reduction in deforestation. 

This was enacted to reduce indiscriminate diversion of forest land for nonforestry 

purposes, and to help regulate and control the recorded forest land-use changes. 

Compensatory afforestation 

195

196 


According to Forest Conservation Act, 1980, when after careful consideration forest 

land is released for any infrastructure projects, it is mandatory for compensatory plantations 

to be raised on an equivalent non-forested land or equal to double the area on degraded 

forestland. 

Wildlife parks and protected area 

In India, 15.6 mha is Protected Area, where all human intervention or extraction is 

banned. 

Afforestation 

India has been implementing large-scale afforestation/ reforestation since 1980 under 

social forestry, Joint Forest Management, silvi-pasture, farm forestry and agro-forestry 

programmes, covering over 30 mha. This may have reduced pressure on the forests. 

National Forest Policy, 1988 

It envisages people’s participation in the development and protection of forests. The 

basic objective of this policy is to maintain environmental stability through preservation 

of forests as a natural heritage. 

Joint Forest Management (JFM), 1990 

The Forest Policy 1988 set the stage for participatory forest management in India. The 

JFM programme recognized the rights of the protecting communities over forest lands. 

The local communities and the Forest Department jointly plan and implement forest regeneration 

programmes and the communities are rewarded for their efforts in protection 

and management. The total area covered under the JFM programme is over 15 mha. This 

has enabled protection of existing forests, regeneration of degraded forests and raising of 

forest plantations, potentially contributing to conservation of existing forests and carbon 

stocks. 

8. Significance of stabilization of forest carbon stocks in India 

India is one of the few countries in the world, particularly among the tropical countries, 

where carbon stock in forests has stabilized or is projected to increase. This has implications 

for reducing the carbon emissions from forest sector, potentially contributing to stabilization 

of CO2 concentration in the atmosphere. This Indian achievement is significant 

due to the following. 

High population density and low per capita forest area 

India is a large developing country with a population density of 363 persons/km2. Even 

more significantly, the forest area per capita is only 0.06 ha, compared to the world average 

of 0.62 ha/capita and Asian average of 0.15 ha/ capita. A comparison of key developing 

countries and Western European countries4 is provided in Table 2. Forests and wooded


land area per 1000 population in Germany and France is nearly two and five times that 

of India. Similarly, forest and wooded land in other major developing countries such as 

Brazil, China and Indonesia are also higher by 3 to 40 times, as compared to India. 

Low deforestation rate compared to other developing countries 

According to the Global Forest Resources Assessment4, countries such as India and 

China are experiencing an increase in forest area since 1990 (Table 3). However, majority 

of the other tropical countries with large area under forests are experiencing deforestation 

on a significant scale since 1990 (Table 3). Majority of the countries (42– 65%) are experiencing 

reduction in forest area or net deforestation4 (Table 4). 

High dependence of human population on forests 

In India, nearly 196,000 villages are in the forests or on the forest fringes. Fuelwood is a 

dominant source of cooking energy for the rural population with forests contributing significantly 

to this. Apart from fuelwood, village communities depend on forests for small 

timber, bamboo and nontimber forest products. 

High livestock density 

India accounts for 2.3% of the world’s geographic area, but accounts for 15% of the 

global livestock population. The cattle (cows, bullocks and buffaloes) population density is 

nearly one per hectare. When sheep and goats are included along with cattle, the livestock 

population density further increases to 1.5 per hectare. However, if only forest land is 

considered, the livestock density is 7 per hectare, which is among the highest in the world. 

Country Population 

(million) 

Forest area 

(‘000 ha) 

Other Wooded 

land (‘000ha) 

Total area under 

forest and 

wooded land 

(‘000ha) 

Forest and Woodded 

Land (ha / 1000 

population) 

India 1079 67,701 4110 71,811 66 

China 1326 197,290 87,615 284,905 215 

Brazil 178 477,698 0 477,698 2673 

Indonesia 217 88,495 0 88,495 406 

Germany 82 11,076 0 11,076 134 

United Kingdom 

59 2845 20 2865 48 

France 59 15,554 1708 17,262 287 

Table 2. Comparison of total forest area and forest area/1000 population 

197

198 


Table 3. Comparison of forest area change and deforestation (in ‘000 ha) in other major developing 

countries 

Region Total Number 

of Countries 

Countries 

with negative 

rate of net 

annual change 

in forest area 

(2000-05) 

Countries 

with positive 

rate of net 

annual change 

in forest area 

(2000-05) 

Countries with 

zero net annual 

change in forest 

area (2000-05) 

Asia 48 20 13 12 3 

Africa 58 38 8 8 4 

South 

America 

Countries with no 

significantnet annual 

change in forest area 

(2000-05) 

15 8 2 3 2 (not available) 

Table 4. Countries with positive, negative and zero or marginal annual rate of change in forest area 

Dominance of agrarian economy 

Rural areas in India are characterized by large dependence of the population on land 

resources, particularly cropland and forest land, leading to more human pressure on land. 

9. Implications of Indian forest conservation and development programmes and 

policies for global change 

India is a large developing country with a high population density and low forest area 

per capita. The livestock population density is among the highest in the world. Further, 

nearly 70% of the population residing in rural areas depends on forest and other biomass 

resources for fuelwood, timber and non-timber forest products for its energy needs and 

livelihood. In such a socio-economic scenario, one would have expected the forest area to 

decline, leading to large emissions of CO2 from the forest sector. 

The analysis of forest cover, afforestation and reforestation has shown that the forest 

cover has stabilized in the past 15 years (64–67 mha). Projections under the current trend 

scenario indicate that the forest cover is likely to increase in the period 2006–30. Further, 

model-based projections of carbon stocks in the Indian forest sector show a likely increase 

(from 8.79 GtC in 2005 to 9.75 GtC in 2030). This is a significant achievement for a deve-


loping country such as India, despite high human and livestock population density, high 

dependence of rural communities on forests for biomass resources and low per capita forest 

area. The factors contributing to the current and projected trends of stable or increasing 

carbon stocks in the forests are progressive and effective forest conservation legislations, 

afforestation and reforestation programmes and community participation in forest 

protection, regeneration and management. 

The progressive conservation-oriented forest policies and afforestation programmes 

are contributing to reduction in CO2 emissions to the atmosphere, stabilization of carbon 

stocks in forests and conservation of biodiversity. Thus, the Indian forest sector is projected 

to keep making positive contributions to global change and sustainable development. 

This projected estimate and conclusion excludes any potential decline in forest carbon 

stocks due to forest conversion, forest degradation, biomass extraction, fire, etc. 

ACKNOWLEDGEMENTS 

We thank the MOEF, GOI for supporting this project as well as climate change research 

activities at the Centre for Ecological Sciences, Indian Institute of Science, Bangalore. We 

also thank Jayant Sathaye and Ken Andrasko for their support in our climate change research 

over the years. 

BIBLIOGRAPHY 

Ministry of Environment and Forests, India’s Initial National Communication to UN- 

FCCC (NATCOM), New Delhi, 2004; available at http://www.natcomindia.org/natcomreport.htm 

http://envfor.nic.in/nfap/, accessed on 11 July 2007. 

Forest Survey of India, State of Forest Report 2003, Ministry of Environment and Forests, 

Dehra Dun. 

FAO, State of the World’s Forests, Rome, 2005. 


Dehra Dun. 


Dehra Dun. 


Dehra Dun. 


Dehra Dun. 


Dehra Dun. 


Dehra Dun. 


Dehra Dun. 


Dehra Dun. 

Sathaye, J. and Meyers, S., Greenhouse Gas Mitigation Assessment: A Guidebook, Kluwer, 

Dordrecht, The Netherlands, 1995. 

199

200 


Ravindranath, N. H. et al., Methodological Issues in forestry mitigation projects: A case 

study of Kolar district. Miti. Adap. Strat. Global Change, 2007, 12, 1077–1098. 

Ravindranath, N. H., Sudha, P. and Sandhya, R., Forestry for sustainable biomass production 

and carbon sequestration in India. Miti. Adap. Strat. Global Change, 2001, 6, 

233–256. 

Richards, J. F. and Flint, E. P., Historic land use and carbon estimates for South and 

Southeast Asia 1880–1980. ORNL/CDIAC- 61, NDP-046, Oak Ridge National Laboratory, 

Tennessee, USA, 1994. 

Ravindranath, N. H., Somashekhar, B. S. and Gadgil, M., Carbon flows in Indian forests. 

Climate Change, 1997, 35, 297–320. 

Chhabra, A. and Dadhwal, V. K., Assessment of major pools and fluxes of carbon in 

Indian forests. Climate Change, 2004, 64, 341– 360. 

Haripriya, G. S., Carbon budget of the Indian forest ecosystem. Climate Change, 2003, 

56, 291–319.

MANGROVES IN GUYANA: STATUS, MANAGEMENT AND ROLE IN COAST- 

AL PROTECTION IN A CHANGING CLIMATE 

Summary 

PHILLIP DA SILVA 

The Guyana coastline is a narrow strip of land of varying width that stretches approximately 

425km from the Waini River to the Corentyne River. Over time the mangrove belt has been 

severely depleted but the natural cycle of erosion and recovery and mangrove degradation 

are not fully understood. It is generally assumed that anthropogenic impacts, the deterioration 

and loss of groynes and increases in sea level and wave energy are the principal factors 

contributing to this depletion. Recently there has been a concerted effort to include climate 

change considerations in public policy by the Government of Guyana. This has been enshrined 

in the Low-Carbon Development Strategy wherein there is a central focus on forest 

conservation, including the protection of the mangrove belts along the coast and estuaries. 

Policy decisions, backed by detailed studies into the response mechanisms required to adapt 

to the adverse effects of climate change, are required. The essential role that mangroves 

could play in the defence of the coastal zone, their role in carbon sequestration, and the 

increased risks posed by the predicted rise in sea level and the rising cost of maintenance of 

the sea defense structure, have prompted a commitment on the part of the Government of 

Guyana to the conservation, restoration and protection of the mangrove forest. 

1. Guyana: Location and Landscape 

G uyana is located in the northeastern corner of South America, between 1o 10’ and 

8o 33’ North latitude 56o 20’ and 61o 22’ West longitude and is bordered on the 

North by the Atlantic Ocean, on the East by Suriname, on the West and North-West by 

Venezuela and South and South-West by Brazil. It is one of eight countries that share the 

vast Amazon River Basin and is the westernmost of the three countries along the Atlantic 

coast commonly known as the “Guianas” that constitute a part of a phytogeographic area 

called the Guiana Shield (Daniel, 1984; Daniel, 1990). 

The country is divided into five main bio-physical regions: the Low Coastal Plain, the 

Pre-cambrian Lowland Region, the Pakaraima Highlands, the Southern Upland Region 

and the Interior Savannahs. The coastline is not continuous but is interrupted by the 

mouths of the Pomeroon, Essequibo, Demerara, Mahaica, Mahaicony, Abary and Berbice 

Rivers which all drain into the Atlantic Ocean. The Low Coastal Plain, a narrow strip of 

land of varying width, between 26km-77km, is about 1.4m below mean high tide levels 

and stretches approximately 425km from the Waini River to the Corentyne River. Mudflats, 

sandy deposits, cheniers and localized shell deposits cover much of the foreshore 

of the Coastal Plain in Guyana. This flat low-lying coastal region consists of natural and 

man-made sea-defenses, mud banks, mangroves and sand flats all of which serve to protect 

the coast from inundation and flooding (Daniel, 1990). Earthen dams and embankments 

were used in the past to reclaim coastal lands which lie at levels between 0.5 – 1 

meter below high spring tide level of the Atlantic Ocean, making them particularly vulnerable 

to flooding, erosion and salinization. Together with an extensive drainage, irriga-

202 


gation and flood control network, the sea defences make the coast habitable and cultivable. 

However, inspite of these protective features, most coastal areas are still prone to 

flooding and are very likely to be affected by sea level rise. 

The coast is a major population centre since more than ninety percent of the population 

of Guyana live along the coastal plain. This area is considered by many to be economically 

and socially the most important region. It is on this strip of fertile soil that most of 

the industrial cultivation of sugarcane, rice and other crops is carried out. Guyana therefore 

cannot afford to ignore the threat of inundation if coastal protective structures fail. 

2. Mangroves and Coastal protection in Guyana 

Mangroves,often called ‘courida’ by many local coastal inhabitants, were once a major 

vegetation type along much of Guyana’s coast. In recent decades, the mangrove belt has 

been severely depleted and the natural cycle of erosion and recovery is apparently at disequilibrium 

and not fully understood. It is generally assumed that anthropogenic impacts, 

the deterioration and loss of groynes and increases in sea level and wave energy are the 

principal factors contributing to this depletion. Increasing pressure on the stability of the 

coastal zone, loss of protective mangrove vegetation, collapse and overtopping of existing 

sea defences has increased, leading to renewed construction and rehabilitation of concrete 

dykes and sea defences to offer added protection to the coast. Current and projected rates 

of sea level rise associated with global climate change are major threats to the coastal area. 

The essential role that mangroves play in the defense of the coastal zone, their role in 

carbon sequestration, and the increased risks posed by predicted rise in sea level and the 

rising cost of maintenance of the sea defense structure, have prompted a commitment on 

the part of the Government of Guyana to promote and be actively involved in the conservation, 

restoration and protection of the mangrove forest. Given the above there is a concerted 

effort to include climate change considerations in public policy by the Government 

of Guyana. This has been enshrined in the Low-Carbon Development Strategy wherein 

there is a central focus on forest conservation, including the protection of the mangrove 

belts along the coasts and estuaries. More specifically, the Sea and River Defense Policy 

calls for alternative solutions to traditional hard engineering options including the reestablishment 

of mangroves for effective flood defence and to protect environmental resources 

(NMMAP, 2010). 

3. Global Distribution of Mangroves 

Mangroves are found between the latitudes of 32ºN and 38ºS of the globe and also in 

the mouths of estuaries and in intertidal areas. Approximately 1/4th of the world’s tropical 

coastline comprise mangrove ecosystems which are estimated to extend along an area 

of between 167,000 and 181,000km2, in 112 countries (Spalding et al., 1997; Kathiresan 

& Bingham, 2001). Essentially mangroves occupy two separate hemispheric regions, and 

are more abundant in the Old World than in the New World tropics. The two hemispheric 

regions of mangrove distribution and abundance are the Eastern Hemisphere and the 

Western Hemisphere. The Eastern Group includes East Africa, India, Southeast Asia, Australia 

and the Western Pacific. There is a total of 40 true mangrove species in this group. 

The Western Group includes West Africa, Atlantic South America, the Caribbean, Florida, 

Central America and Pacific North and South America. This group has a total of eight true

Phillip Da Silva 

eight true mangrove species. In addition to these eight species there is a local concentration 

of species that are incipient mangroves in western Colombia (Tomlinson, 1994). 

The total global mangrove coverage is 18 million hectares, representing approximately 

0.45% of world forests and woodland (Spalding, 1997). Of the total mangrove coverage, 

27.1% exist in the Americas. Mangroves in South America currently cover slightly less 

than 2 million hectares, down from some 2.2 million hectares in 1980. About half of the 

mangrove area of the region is found in Brazil – which also has the third largest mangrove 

area in the world. More than 90 percent is found in five countries: Brazil, Colombia, the 

Bolivarian Republic of Venezuela, Ecuador and Suriname. Guyana, French Guiana and 

Peru share the remaining 140 000 hectares. The relatively small mangrove area in these 

countries might be explained by the relatively small land area or by the narrow and in 

some zones arid or rugged coasts of Peru and French Guiana, which are not well suited to 

the development of mangroves (FAO, 2007). 

An early attempt at estimating the total mangrove area in the world was undertaken 

as part of the FAO/United Nations Environment Programme (UNEP) Tropical Forest Resources 

Assessment in 1980, where the world total was estimated as 15.6 million hectares. 

More recent estimates have ranged from 12 to 20 million hectares. Countries with small 

areas of mangroves have been excluded from many studies because of lack of information 

and because their combined area of mangroves would not significantly affect the world total. 

The results obtained indicate that global mangrove area is currently about 15.2 million 

hectares, with the largest areas found in Asia and Africa, followed by North and Central 

America. An alarming 20 percent of mangrove area, or 3.6 million hectares, has been lost 

since 1980. More recently, the rate of net loss appears to have slowed down, reflecting an 

increased awareness of the value of mangrove ecosystems, but the annual rate of loss is still 

disturbingly high (FAO, 2007). 

4. Mangrove Species and Some Mangrove associates in Guyana 

Most of the literature recognizes three major species of mangroves that occur in Guyana; 

the black mangrove (Avicennia germinans), the red mangrove (Rhizophora mangle), 

and the white mangrove (Laguncalaria racemosa). Recent research by Tom Holowell 

(2000) has listed Rhizophora racemosa as occurring in the Barima-Waini region of the 

country. Herbarium records show a possible fourth species, Rhizophora harisonii. However 

since one collection was reportedly made of a single specimen no further collections 

of this species have been recorded. While it is also reported in ‘The World’s Mangroves 

1980-2005’ that Avecennia schaueriana is also present in Guyana FAO (2007) there is no 

herbarium evidence of this species. There is also the buttonwood mangrove, Conocarpus 

erectus, which is not a true mangrove but is a major mangrove associate in Guyana among 

other mangrove associates including Pterocarpus officinalis, Acrostichum aureum, Machaerium 

lunatum, Crinum commelynii and Tillandsia spp., the rapidly spreading Nypa palm in 

riverine areas making up the other main mangrove associate vegetation species. In general 

coastal mangrove ecosystems in Guyana comprise primarily of trees and shrubs, with a 

limited number of palms and lianas (Evans, 1998). 

Mangroves in Guyana occur in both mixed and monospecific stands. Most of the monospecific 

stands are Avicennia germinans and such stands are found in many areas along 

the coast. There are fringe type mangrove forests and basin type mangrove forests that 

are monospecific stands of Avicennia germinans. Mixed stands are also found along the 

203

204 


coastal and riverine areas. The dominant species in the mixed stands vary from place to 

place. Along the coast the dominant species is Avicennia germinans and in some instances 

the dominant species is Laguncularia racemosa. In riverine areas the dominant species is 

usually Rhizophora mangle. 

5. Regional Distribution and Change in Coverage of Mangroves in Guyana 

Guyana is endowed with forests that cover nearly 76.7% (21.5 million hectares) of its 

surface area and is a mix of seasonal, dry evergreen, montane, swamp, marsh, mangrove 

and mixed forests. Approximately 80,432 hectares, just about 1%, are classified as mangrove 

forests (Guyana Forestry Commission, Forest Resources Information Unit, 1999). 

There are ten Administrative Regions in Guyana and six of these have an association with 

the coastline with various extents of coastal and riverine mangroves. The total hectares of 

mangroves have shown a declining trend over the past 25 years (FAO 2007). A number 

of reasons for the decline have been advanced among which are: natural causes inclusive 

of coastal erosion, anthropogenic harvesting for fuelwood, tannins, drainage and cutting 

to reduce mosquito breeding grounds, generally unfavorable environmental conditions 

and poor drainage leading to the development of hypersaline conditions. It is important 

to note that no new data on mangrove estimates is available in the country after 2005. 

Updated inventories would contribute to a better estimate of the extent of Guyana’s mangroves. 

Mangrove area changes between 1980-2005 in Guyana (Data from FAO 2007; NMMAP 2001; 

NMMAP 2010) 

6. Mangrove Especies Zonation Pattern-The Guyana Anomaly 

Zonation of mangrove species in a community is a spatial phenomenon and species 

zonation patterns is commonly observed in typical mangrove forests (Smith, 1992). In 

the Guianas, there is a distinct pattern of zonation that categorizes species into seaward, 

landward and riverine zones. Guyana has very good representative stands of both riverine 

and coastal mangroves. In the past almost the entire coastline of Guyana was covered 

with mangrove formations, dominated by Avicennia germinans. Mangrove forests in 

Guyana are found on different sections of the Atlantic Coast, from the Corentyne River to 

the Waini River. Fanshawe (1954) first described Riparian Vegetation along the Berbice,


Corentyne and Canje Rivers and included mangrove forests as one of the vegetation types. 

Rhizophora mangle and Avicennia nitida (Avicennia germinans) formed the major species 

of the primary and secondary forest of the vegetation zones that were described. 

Zonation patterns and composition of mangrove forests in Guyana (NMMAP, 2010) 

In Guyana Avicennia germinans predominates along the seaward coastal areas whereas, 

Laguncularia racemosa decrease in dominance and presence on the seaward side but increase 

in dominance and abundance towards the landward side. The presence of Rhizophora 

mangle is highest along riverine edges and declines as one proceeds toward inland 

areas and also along coastal seaward areas. Monospecific stands of Avicennia germinans 

are found along the seaward coast. As one moves inland the progression changes to mixed 

stands of Avicennia germinans and Laguncularia racemosa. Riverine areas have mixed 

stands with Rhizophora mangle as the dominant species. 

7. Value, Uses and Functions of Guyana’s Mangroves 

Mangroves have always been important to the Guyanese people, providing a range of 

products and services. More people are becoming aware of the role mangroves play in 

cushioning the impacts of natural storm events and the demands placed on these ecosystems 

by communities for daily subsistence. Healthy intact mangrove ecosystems still 

provide vital goods and services to many Guyanese and are also a source of biological 

productivity in terms of fisheries, aquaculture and forestry and are also rich in biological 

diversity. Mangrove ecosystems also function as genetic reservoirs and habitats for some 

migratory species. 

8. Climate Change and Guyana’s Mangroves 

Given its peculiar characteristics the coastal zone of Guyana is an area that is very vulnerable 

to the effects of climate change and related impacts such as sea level rise. Marine 

ecosystems are sensitive to climate change, thus low lying coastal wetlands in Guyana will 

be seriously threatened and this may lead to habitat loss and promote inland migration 

of species. The prospect of creating setbacks to accommodate the migration, and also the 

developing of increased saline and higher temperature resistant species are two of several 

options available for planners to mitigate against the projected adverse effects of climate 

205

206 


change on these ecosystems (NMMAP, 2010). 

ROLE OF MAN- 

GROVES 

Aquatic nurseries for 

offshore fisheries 

SUMMARY STATEMENT 

Mangrove ecosystems are the breeding and feeding grounds for many 

for many commercial off shore fish and shrimp species. 

Wildlife Habitat Wildlife in mangrove ecosystems in Guyana is abundant and varied. 

Coastal Protection and 

Shoreline Stability 

Guyana’s coast is below sea level and is vulnerable to inundation and 

flooding. Mangrove vegetation has played and still plays a very important 

role in protecting sections of Guyana’s coast 

Harvesting of Crabs Crab harvesting is an important economic activity for some rural 

communities especially in Region 1, Region 2, Region 3 and Region 6. 

Harvesting of Fish Fishing in mangrove ecosystems is an important subsistence economic 

activity for many communities. 

Water quality Mangroves can incorporate, trap or immobilize inorganic nutrients, 

heavy metals or pesticides that would otherwise flow to the sea, degrading 

the quality of coastal waters. 

Carbon sequestration Guyana’s Low Carbon Development Strategy seeks to provide insights 

on how to stimulate a low-deforestation, low carbon, climate resilient 

economy. 

Recreation, Cultural 

Services and Tourism 

Poles and construction 

materials 

Fuel for ‘Burnt earth’ or 

‘red brick’ production 

Mangroves provide aesthetic services and visitors to mangrove areas 

have increased. and people now value the uniqueness of mangrove 

ecosystems. 

Poles from mangroves are known to be strong and durable and useful 

in the artisanal fishing industry for the mooring of boats and for 

supporting fishing nets. Poles from mangroves are also used for sawn 

timber, fencing materials, pulpwood and manufacture of crab and fish 

traps. 

Mangrove wood is used as the fuel wood in production of this fired 

clay. It is reported that approximately 35-50 cords of wood are burnt 

to produce 500 cubic yards of burnt earth 

Charcoal Production The species reportedly used is the Rhizophora mangle 

Fuel wood for household 

use. 

Wood from both the red and black mangrove is used for fuel wood for 

brick making and domestic use in some rural communities. 

Honey production Black mangrove flowers are known to produce a high quality honey. 

Production of Tannins. A major commercial use of red mangrove is the harvesting of the bark 

for the production of tannins for use in the local leather tanning industry. 

Art and Craft A consumptive use that utilizes the stems of dead trees. 

Animal fodder The leaves and fruits of the Avicennia germinans is often used as fodder. 

Fish and shrimp nursery 

grounds Poles for fish 

traps and seines 

Many commercial species of fish and shrimp use mangrove ecosystems 

as nursery grounds. 

The most recent flooding event of 2005 and 2011 and recent overtopping of sea defenses 

during spring tides in 2004 and 2010 have clearly demonstrated the threat to coastal 

areas and have exposed the increasing vulnerability of the drainage system and the shortcomings 

of the current infrastructure. The most efficient approach to deal with the threats


of sea-level rise is integrated coastal zone management. This must include a master plan 

for sea defense management and measures to reduce human stresses on mangrove ecosystems 

(Da Silva, 2002; Dalrymple, 2004). 

While there have not been much research on the impact of sea level rise on Guyana’s 

mangroves, if one is to extrapolate from other studies it is obvious that there will be losses 

in Guyana’s mangrove forests. The impact is likely to be greater where anthropogenic and 

other factors have already affected mangroves. The capacity of mangroves to adapt to sealevel 

rises by landward migration will be severely hindered if human activities continue to 

reduce the land area over which mangroves can expand. The table shows some potential 

impacts on mangrove ecosystems and associated biodiversity. 

Guyana’s greatest vulnerability to climate change therefore, is the risk of flooding and 

inundation deriving from sea level rise in the coastal zone. Most of Guyana’s population 

and economic activities are concentrated in this narrow, fragile, and currently stressed 

zone. The area is already, for the most part, below the high tide water level. An increase 

in sea level of about 60 cm as projected by AO-GCMs, would further exacerbate the vulnerability 

of this already fragile zone (EPA, Guyana National Vulnerability Assessment 

to Sea Level Rise, 2000). Policy decisions, backed by detailed studies into the response 

mechanisms required to adapt to the adverse effects of climate change, are required. These 

decisions ought to address the direction in which development in the coastal zone devel- 

207

208 


opment will proceed in the future. That is, should coastal Guyanese ACCOMMODATE, 

PROTECT OR RETREAT?. 

Potential Impact Comment 

Change in extent and composition 

Inundation of mangrove ecosystems from climate change and sea 

level change can affect the extent and composition of mangrove 

species. 

Salt water intrusion A rise in sea level will increase the salinity of estuaries of rivers 

especially the Demerara, Berbice and Corentyne rivers, eventually 

affecting the extent and composition of mangrove species. 

Loss of coastal mangroves Sea level rise may accelerate the rate of coastal erosion resulting 

in direct destruction and loss of coastal and riverine mangroves. 

Loss of habitats Loss of mangroves will mean loss of habitats for various species of 

resident, migratory or transient flora and fauna. 

Inundation of coastal wetlands: While mangroves are likely to play an important role in reducing 

the impacts of sea-level rise by protecting the coast, this ecosystem 

may find it hard to cope with rapid sea level rise. If sea level 

rise is more rapid than the mangrove ecosystem’s ability to keep 

pace, there would be a net loss of mangrove wetlands. 

Erosion and change in beach 

profile 

Greater wave energy associated with higher sea levels will cause 

increased rates of beach erosion and coastal land loss. The potential 

erosion from a rise in sea level could be particularly important 

to recreational beaches, which include some of Guyana’s most 

economically valuable and intensively used land. 

Flooding and Storm Damage A rise in sea level could increase flooding and storm damages in 

coastal areas since erosion caused by sea level rise would increase 

the vulnerability of coastal areas communities; higher water levels 

would provide storm surges with a higher base to build upon; 

higher water levels would decrease natural and artificial drainage. 

Impacts on Fisheries Disruption of coastal mangrove ecosystems will have an effect on 

fish and shrimp species. Fishermen may have to conduct their 

fishing activity nearer to the shore since most of the target species 

may also move closer to the shore. 

9. A Low Carbon Development Strategy 

’The Government of Guyana has embarked on a national programme that aims to protect 

and maintain all forests in an effort to reduce global carbon emissions and at the same 

time attract resources to foster growth and development along a low carbon emissions 

path. There has been a relatively low deforestation rate in Guyana estimated at 0.1% to 

0.3% per annum; that is expected to be maintained or reduced in the future depending 

on financial incentive provided. Guyana is committed to provide a contribution to address 

the second most important source of carbon dioxide emissions world-wide coming 

from deforestation and forest degradation and is estimated at approximately 18% of global 

emissions. 

The Governments of Guyana and Norway, through a cooperation agreement, have expressed 

a willingness to work together to provide the world with a relevant, replicable 

model for how REDD-plus can align the development objectives of forest countries with


the world’s need to combat climate change. The initiative will require the development 

of capacities for monitoring, reporting and verification (MRV) of forest carbon stocks 

and changes. Thus, climate change mitigation activities currently under discussion seek to 

encourage the long-term conservation of forests to maintain its current or natural carbon 

reservoir, change the impact of human activities in forests to stabilize or increase terrestrial 

carbon stocks in the long-term and promote a change in current anthropogenic activities 

towards reforestation to increase the terrestrial carbon sink’ (http://www.forestry.gov.gy). 

10. A Cry for Help 

In today’s world where natural impacts are easily induced and exacerbated by human 

activities, mangrove ecosystems have not been spared. Some of the factors that pose 

threats to mangroves in Guyana include: 

Fires Poor drainage and poor water regime 

Clearance for road construction Coastal erosion 

Pollution Unsustainable harvesting methods 

Clearance for aquaculture Inadequate legislation and limited enforcement 

Climate change and sea level rise Unclear policy and poorly defined agency 

roles 

Limited research agenda Poor balancing of development options 

Inconsiderate deforestation of mangroves Improper waste disposal 

Conservation and management of mangroves in Guyana is in its preliminary stages 

and the current programme focuses on mangrove habitat rehabilitation, research and 

planning options to identify the most effective means of achieving the sustainable utilization 

and conservation of this resource. The second National Mangrove Management Plan 

(2010) is the most recent policy document to address the management and conservation 

of mangroves in Guyana. The first one was developed in 2001 and recommended among 

other measures the use of multiple approaches for managing mangroves. The NMMAP 

(2001) was not as successful as anticipated because of the limited financial and human 

resource capacities of key agencies and also mainly because of the approach taken. Mangrove 

management was not assigned to one agency but was to be managed by an integrated 

group of agencies. These limitations affected proper implementation of the management 

plan. Based on the limitations and the need for a new management approach the NM- 

MAP (2010) seeks to use a co-management approach which involves greater stakeholder 

and community involvement. This approach also incorporates a greater research agenda 

to inform decision making in mangrove management and conservation. 

A system of collaborative coastal monitoring is another possible means of addressing 

resource constraints that hinder effective monitoring in the agencies responsible for management 

of mangroves. There is scope and opportunity for improved interagency collaboration 

but there must be established protocols with clearly defined responsibilities. Some 

of the main agencies currently involved in mangrove management in Guyana include: 

209

210 

National Agricultural Research 

Institution 


Designated Lead Agency for the development, implementation, 

management and monitoring of the new national Mangrove Management 

Action Plan 2010 – 2012. 

Guyana Forestry Commission Overall responsibility for managing State Forests. 

Sea and River Defense Division Responsible for both man-made and natural sea defenses. Mangroves 

constitute a form of natural sea defense. 

Fisheries Division Manages, regulates and promotes the sustainable development of 

the nation's fishery resources for the benefit of the participants in 

the sector and the national economy. 

Environmental Protection Agency Overall management of the environment, coordinating role in 

ICZM and the coastal zone. 

University of Guyana Education, research and technical advice on issues relating to environmental 

and biodiversity issues and mangrove management. 

Lands and Surveys Commission, Survey and map land and water resources , to be custodians of 

public lands and administer these in the national interest, and to 

provide land-based information to public and private sector entities 

and interests. 

The Central Housing and Planning 

Authority (CHPA) of the Ministry 

of Housing and Water, 

The CHPA plays a major role in the acquisition and allocation of 

lands for housing purposes and urban development; the design, 

survey and development of schemes on its own and in collaboration 

with various groups; the regulation of town and country planning 

and the management of government public rentals. 

Hydrometeorological Service The Department’s general responsibility is to monitor and evaluate 

the weather and water resources in Guyana and to actively support 

the government in disaster risk management and aeronautical, 

water, agriculture, engineering and other agencies for the socioeconomic 

development of the country. It is the official provider of 

weather, water and climate information and related products and 

services for Guyana. 

National Drainage and Irrigation 

Board 

Regional Democratic Councils 

(RDCs) and National Democratic 

Councils (NDCs) 

This is the nation’s apex organization dealing with all public matters 

pertaining to management, improvement, extension and provision 

of drainage, irrigation and flood control infrastructure and 

services in declared areas of the country. 

Operates as decentralized offices of central government delivering 

services on its behalf. RDCs have an oversight role with regards to 

the NDCs. NDCs carry out the responsibilities allocated to then in 

the Local Government Act and manage at the local level. 

11. What is currently being done to Protect Guyana’s Mangroves? 

The overall objective of the NMMAP (2010) calls for renewed activity regarding mangrove 

management in Guyana “to respond to climate change and to mitigate its effects 

through the protection, rehabilitation and wise use of Guyana’s mangrove ecosystems 

through processes that maintain their protective function, values and biodiversity while 

meeting the socio-economic development and environmental protection needs in estuarine 

and coastal areas” (NMMAP (2010). The specific objectives of the National Mangrove 

Management Action Plan (2010) are:


• To establish the administrative capacity for the management of mangroves in Guyana 

• To promote sustainable management of mangrove forest. 

• To establish and complete a legal framework for mangrove ecosystem management 

which encourages community-based participation. 

• To support research and development of Guyana’s mangrove forest 

• To develop effective protection and/or rehabilitation of mangrove ecosystems 

• To increase public awareness and education on the benefits of the mangrove forests 

Since the conception of the mangrove action project, a Mangrove Action Committee 

(MAC) has been established. The MAC is made up of stakeholders who represent 

inter-agency commitment to the restoration and management of mangroves. The function 

of the committee is to oversee the progress towards meeting the goals of the Mangrove 

Management Action Plan. Having established its Terms of Reference, the committee will 

focus towards maintaining implementation momentum between all agencies (NMMAP, 

2010). The future of Guyana’s mangroves is of paramount importance especially with the 

looming threat of global climate change. Their loss and reduction can have grave consequences 

for Guyana, especially the low lying Coastal Plain. Food security in Guyana is also 

of paramount importance especially since the most fertile agricultural lands are located 

within the low lying coast thus there is the need to pay careful attention to mangroves and 

their role in coastal protection of property, infrastructure and agricultural lands. The key 

to effective management and conservation of mangroves in Guyana therefore is to first 

acknowledge their importance to the livelihoods of coastal communities. A community 

involvement approach to mangrove management is therefore relevant and timely. Protecting 

Guyana’s mangrove resources will require a conscious effort by all Guyanese. 

REFERENCES 

Andel, T. van (1998). Commercial exploitation of non- timber forest products in the 

North-west District of Guyana. TROPENBOS 

Dalrymple, Omatoyo Kofi (2004): ‘Assessment of the physical vulnerability of Vreeden-Hoop 

and Good Hope on the coast of Guyana to accelerated sea-level rise’. CERMES, 

UWI, MSc Research Paper. 

Daniel, J.R.K. (1984): ‘Geomorphology of Guyana. An integrated study of the natural 

environment’. Occasional Paper No.6. Department of Geography, University of Guyana. 

Da Silva, P. (2002): “Integrated Management and Conservation of Guyana’s Coast and 

Coastal Resources: Training and Screening of Issues and Problems for Integrated Coastal 

Zone Management” in UNAMAZ Conference Proceedings. 

Dittmar, T., N. Hertkorn, G. Kattner, and R.J. Lara, (2006): ‘Mangroves, a major source 

of dissolved organic carbon to the oceans’. Global Biogeochemical Cycles, 

EPA (2002): ‘Guyana’s National Vulnerability Assessment to Sea Level Rise’. 

Fanshawe, D.B. (1954): ‘Riparian vegetation in British Guiana’. In Journal of Ecology 

42(2)289-295. 

Food and Agriculture Organization of the United Nations, Rome, (2007): ‘The World’s 

Mangrove 1980 – 2005’. 

GFC & ICZMC, (2001) ‘National Mangrove Management Action Plan’. Guyana Forestry 

Commission, Georgetown. 

211

212 


Gilman, E.L., et al., (2008): Threats to mangroves from climate change and adaptation 

options, Aquat. Bot. (2008), 

GOG (2002): ‘Guyana Initial National communication in response to its commitments 

to the UNFCC, Monitoring and understanding climate change and its impacts’. 

GOG (2010): ‘A Low Carbon Development Strategy’. 

Guyana Forestry Commission (1996): ‘Forestry in Guyana’. Quarterly Market Report 

1999/2. Guyana Forestry Commission, Forest Resources Information Unit. 

Guyana Forestry Commission (1999): ‘Guyana Forestry Commission Annual Production 

Statement for 1996’. Kingston, Georgetown. 

Holowell, T. (2009): ‘Plant Community Structure, Fire Disturbance, and Succession in 

Mangrove Swamps of the Waini Peninsula, Guyana 

IPCC WG 1 ‘Third Assessment Report’, 2001. 

Kathiresan, K. and B. L. Bingham (2001). ‘Biology of mangroves and mangrove ecosystems’. 

Advances in Marine Biology 40: 81-251. 

NMMAP (2010): ‘National mangrove Management Action Plan’. 

NEDELO (1972): ‘Report on Sea Defence Studies’. Prepared for the Ministry of Works, 

Hydraulics and Supply, Guyana. Netherlands Engineering Consultants. The Hague. 

Smith, T. J. (1992): ‘Forest structure’. Pp. 101-136. In A. I. Robertson and D. M. Alongi 

(eds.), Tropical Mangrove Ecosystems. American Geophysical Union, Washington, D.C. 

Spalding, M. (1997): ‘The global distribution and status of mangrove ecosystems’. International 

Newsletter of Coastal Management‐Intercoast Network, Special edition, 1 : 

20‐21. 

SSPA Project Team (1994): ‘Guyana Shorezone Management Program design & feasibility 

study’. Guyana Forestry Commission, Georgetown. 

Tomlinson, P.B (1994): The botany of mangroves. Cambridge Tropical Biology Series. 

Cambridge University Press

FORESTS IN VIET NAM 

Summary 

TRAN HUU NGHI 

Viet Nam is located in Southeast Asia, with a total area of 331,698 km2, a population of 

about 86 million (statistical book 2009), and a total forest area of about 13.26 million hectares, 

and 39.4% forest cover as of 2010 (General Department of Forest, 2011). Forests consist 

of a wide variety of species, including: broad-leaf monsoon forest; deciduous and semievergreen; 

conifer; mixed bamboo; limestone forest; and mangrove in coastal area. 


Viet Nam is located in Southeast Asia, with a total area of 331,698 km2, a population 

of about 86 million (statistical book 2009), and a total forest area of about 13.26 million 

hectares, and 39.4% forest cover as of 2010 (General Department of Forest, 2011). Forests 

consist of a wide variety of species, including: broad-leaf monsoon forest; deciduous and 

semi-evergreen; conifer; mixed bamboo; limestone forest; and mangrove in coastal area. 

1.1 Forest status 

According to the Ministry of Agriculture and Rural Development (MARD) as of 2010 

the total forest area in Viet Nam is about 13,2 million hectares, and the forest cover is 

39.4% of the country’s total land area. Forested areas are concentrated mainly in the up

214 


land and mountainous area which occupy two thirds of the country. Viet Nam’s forests 

contain high degrees of biodiversity thanks to its complex geography the diverse climate. 

However, both the quantity and quality of forests have been degraded rapidly in the past 

few decades due to overexploitation, inadequate management, and illegal logging. Historical 

changes in forest cover are as reflected in the following chart: 

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1945 1976 1980 1985 1990 1995 1999 2005 2010 

Source: General Department of Forestry (GDoF), 2011. 

Forest cover % 

Forest cover declined from 43% in 1945 to 27.8% in 1990, then increased to 39.4% 

by the year 2010 thanks to successful government-led afforestation and reforestation 

programs, such as the 5 Million Hectare Reforestation Project and the Forest Land 

Allocation program. 

The total forest volume is about 811.7 million cubic meters, of which 93.4% is from 

natural forests and 6.6% from plantation forests, according to the national forest inventory 

and monitoring program for 2001-2005. High-volume forests are located mainly in the 

central and central highlands regions of the country (GDoF, 2010). 

1.2. Forest management system 

In Viet Nam land is owned by the state, but the state allocates land to different user 

groups (including state-owned companies and local communities) with land-use 

certificates based on the revised land law of 2003. The management system of forestland is 

also based on the land law and Forest Development and Protection Law of 2004. 

The structure of the forestry organization in Viet Nam is established from the central 

to the grassroots level with functions and responsibilities based on the set of related laws 

and regulations. Government bodies manage all forestry activities and related fields in the 

forestry sector. At the national level, the Ministry of Agriculture and Rural Development and 

its subsidiary agencies such as the General Department of Forestry (GDoF), Department 

of Science Technology and Environment are responsible for overseeing the forestry sector 

country-wide. At the provincial level, there are Departments of Agricultural and Rural 

Development (DARD) responsible for forestry activities within each province, each of 

which reports back to MARD. The system is structured similarly down to the district and 

commune level. 

Forestland is classified into three categories based on the purpose of its use: production 

forests make up about 6.2 million hectares (47.4%) allocated mainly to state-owned 

companies and local people; protection forests make up about 4.8 million hectares (36.4%) 

and are managed mainly by Forest Protection Management Boards in watershed areas,

Tran Huu Nghi 

reservoirs, sloping areas, rocky mountains, and coastal areas; and special-use forests make 

up about 2 million hectares (15%) for the purpose of research, genetic conservation and 

biodiversity conservation in national parks and nature reserves. 

Although the government has allocated forestland to local communities, major forested 

areas are still managed by state-owned companies and government organizations. 

The Forest Land Allocation program has so far shown promising signs for the process 

of decentralization of forest management in the early stages of the 2000s; however, challenges 

and constraints remain. Excessive bureaucracy, poor cooperation among government 

agencies, and low levels of participation by local people all slow the progress of Forest 

Land Allocation. Even so, the program has contributed significantly to rural poverty 

alleviation over the past ten years (GDoF, 2011). The following chart shows the result of 

forest land allocation as of 2010. 

2. Forest development strategy to the year 2020 

The primary document governing Viet Nam’s forestry sector is the “Viet Nam Forestry 

Development Strategy for 2006 – 2020” (FDS). This is a unique document in the country’s 

history, as it represents the first attempt to comprehensively reform the political, social, 

legal, and economic framework of the Vietnamese forestry sector. The goals of this policy 

are to sustainably increase the contribution of the forestry sector to the nation’s economic 

development, while safeguarding its rich biodiversity. This is accomplished through a series 

of policies and programs which build on the primary goals of afforestation, reforestation, 

and decentralization of land governance structures. 

2.1 Achievements and shortfalls in the first 5-year period 

In its evaluation of the first 5-year period of implementing the FDS, MARD found that 

government objectives were met in two of three overall indicators. According to the statistics 

directorate, the rate of increase in forest production value in 2010 was 4.7 percent, 

and the combined import-export value of forest products was 3.4 billion USD, both wellabove 

targets set out at the time of FDS’s promulgation. The current total forest cover of 

39.4 percent falls short of growth targets, nevertheless the average annual increase of 0.36 

percent over the past five years is a significant achievement (MARD Forest Sector Plan for 

2010 – 2015). 

The dramatic increase in forest production value is attributable to a steady increase in 

the total volume of production forests, at a rate of approximately 150 – 200 thousand ha/ 

215

216 


year. Planting operations of special-use forests have also borne fruit, providing valuable 

raw materials for the country’s diversifying forest product export industry. In 2010, production 

forests accounted for 90 percent of the total volume of harvested timber, and total 

incidences of illegal logging declined. 

Despite these achievements, constraints and shortcomings still hamper further progress 

in forestry sector development, particularly regarding forest quality. Certain types 

of indigenous tree species which declined in numbers during and immediately after the 

French and American wars have not sufficiently recouped their numbers, largely due to 

a preference among land managers for faster-growing, heartier tree species. In addition, 

the scattered and fragmented nature of forests in many areas has made effective governance 

rather difficult. Areas with the worst rates of forest degradation tend to be remote 

and underdeveloped, making it difficult for agricultural extension agents and government 

officials to monitor. 

2.2 The future of Vietnamese forest development 

The current policies of forest decentralization, afforestation, and reforestation are still 

relatively young, and face issues related to the implementation of a basic framework to 

serve as a foundation for further progress. For example, the classification system of Vietnamese 

forestland is not well-understood among all forestry sector actors, and progress in 

leasing new plots of land for allocation to local communities has been slow. There is also 

a disturbing tendency for some government officials to blame marginalized communities, 

particularly ethnic minorities, for their own underdevelopment and poor education. The 

Vietnamese government has planned steps to ameliorate these issues and is working to 

establish a comprehensive and just legal framework, for this is the first step to enabling 

further reforms. 

While continuing in these directions with renewed vigor, MARD and other related 

government agencies will continue to implement educational and capacity building programs 

as outlined in the FDS. This is an important step to empowering local communities 

and curbing both extreme rural poverty and forest degradation. 

One persistent problem for development of Viet Nam’s forestry sector has been a lack 

of capital and investment in important projects. This will become a crucial issue in the 

near future, as we are likely to see a decrease in contributions to the forestry sector from 

both provincial budgets and Official Development Assistance (ODA). With regard to the 

latter, the total number of projects has fallen dramatically over the last five years as donors 

pull out due to Viet Nam’s rapid pace of economic development. 

This has the potential to severely constrain progress in the forestry sector, as ODA accounted 

for 17 percent of total investment in the forestry sector from 2005 to 2009. It will 

thus be crucial for policymakers to make up this gap in funds from other revenue sources. 

3. Forest development in the climate change regime 

Viet Nam is often cited as among the countries most susceptible to the negative impacts 

of global climate change. Major development organizations such as Oxfam International 

and the World Bank have expressed concern that climate-change related issues could reverse 

the country’s notable progress in social and economic indicators. National policymakers 

are taking this issue very seriously, and have taken steps to raise Vietnam’s adaptive

Tran Huu Nghi 

capacity to the effects of climate change through participation in global efforts to combat 

climate change, such as UN-REDD+. The scale of the forestry sector as a component of 

this effort is still rather small, but there is great potential for future projects in this field. 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

108 

11 

83 

17 

11 9 

5 3 

10 4 5 7 

2005 2006 2007 2008 2009 2010 

Number of the 

project 

Amount (mill.USD) 

Number of projects and ODA funding volume during 2005 – 2010. Source: GDoF, 2010. 

3.1 Government will and preparation 

Due to its long coastline and diverse topography, global climate change poses a direct 

threat to the integrity of Viet Nam’s natural resources as well as the livelihoods of its 

people. Recognizing this grave existential threat to the nation, policymakers have taken 

significant steps in recent years to mitigate the impacts of climate change, particularly 

for the nation’s poorest, most at-risk populations. The national Climate Change Working 

Group was established in 2008, and several comprehensive partnership agreements have 

been concluded with countries such as Japan, the UK, and the Netherlands in order to 

boost cooperation on this issue. 

The government of Viet Nam has also taken steps to adopt the framework of the UN- 

REDD programme as a valuable component of the nation’s climate change mitigation 

strategy. Formally approved in 2009, the programme is currently in its inception and 

implementation phase under the guidance of the Viet Nam REDD Network. Increasing 

the REDD-readiness of Vietnam, especially among local forest-dwelling communities, 

will be of crucial importance to Viet Nam’s overall climate change mitigation strategy 

going forward. 

3.2 Forest development scenario 

In the near future, the government of Viet Nam plans to take substantive steps to align 

the objectives of forest development more closely with the overall goal of mitigating the 

effects of global climate change. These will involve a number of initiatives at the national, 

bilateral, and multilateral levels, including but not limited to: 

• Region-specific projects such as the Coastal Forest Development Programme in 

Response to Climate Change, Phase 2010-2015. This programme will consist mainly 

of targeted afforestation projects in coastal areas to prevent soil erosion, provide a 

habit for more diverse ecosystems, and stimulate local economies where livelihoods 

217

218 


have been damaged by the effects of climate change. 

• Increased cooperation with foreign countries and multilateral aid institutions such as 

the Asian Development Bank (ADB). Through such programs as “Forests for Livelihood 

Improvement in the Central Highlands,” the ADB has contributed to capacitybuilding 

and institutional strengthening in the forestry sector and has also helped 

boost Viet Nam’s ties with its regional neighbors. 

• In addition to the UN-REDD program, Vietnam is also a signatory to the United 

Nations Convention on Combating Desertification (UNCCD), and United Nations 

Framework Convention on Climate Change (UNFCCC). The FDS contains measures 

to boost participation in these important treaty regimes and thus improve the status of 

Vietnam in the world and in the region, while also seeking out new sources of funding 

such as the Global Environment Facility (GEF) and Clean Development Mechanism 

(CDM). 

REFERENCES 

General Department of Forestry (GDoF), 2010; “Plan and Budget Estimation on Forestry 

Development for 5 years 2011-2015”. 

Ministry of Agriculture and Rural Development (MARD), 2007. “Viet Nam Forestry 

Development Strategy 2006-2020”. 

Forest Sector Support Partnership (FSSP), the “Forest Sector Manual”; http://www.vietnamforestry.org.vn.

CAMBIO CLIMÁTICO & AMAZONÍA 

CLIMATE CHANGE & AMAZON 

MUDANÇA CLIMATICA & AMAZÔNIA

HUMEDALES Y CAMBIO CLIMÁTICO 

JUAN ANTONIO NIETO ESCALANTE 

L a Convención Marco de Naciones Unidas sobre el Cambio Climático (CMNUCC) 

lo define como la alteración del clima atribuida directa o indirectamente a la actividad 

humana que afecta la composición de la atmósfera mundial y que se suma a la 

variabilidad natural del clima observada durante periodos de tiempo comparables; es así 

como el incremento en cantidad e intensidad de las actividades humanas se traduce en la 

transformación de fenómenos naturales como el efecto invernadero y el cambio climático 

natural, convirtiéndose en eventos con fuerte influencia antropogénica, especialmente en 

los últimos 50 años. Los efectos más evidentes del aumento de temperatura han sido: la 

elevación del nivel del mar, la disminución de las extensiones de hielo y la nieve, tanto en 

glaciares de montaña como en los polos. 

Así mismo, entre 1900 y 2005 la precipitación ha aumentado especialmente en las 

partes orientales del norte de América del Sur, Europa Septentrional, en Asia Septentrional 

y central y disminuyó en el Mediterráneo, en el Sahel, en el sur de África y en ciertas 

partes del sur de Asia (IPCC. 2007). 

Por otra parte, los cambios, que se han observado, en la dinámica de los ecosistemas 

terrestres y acuáticos, en los que el aumento de temperatura ha hecho que las condiciones 

físicas, químicas y microbiológicas hayan variado, afectan en diferentes grados a las especies 

animales y vegetales que estos medios albergan. 

Algunos de los ecosistemas más vulnerables son los humedales, se calcula que si aumenta 

en 3 °C la temperatura media global, podría haber una pérdida aproximada del 

30% de los humedales costeros, así mismo cambios en las dinámicas tróficas por la pérdida 

de especies. Según Mora et al., 2005, “Todavía existe una gran incertidumbre sobre los 

efectos del reciente cambio climático sobre los humedales, no obstante se cree que estos 

ecosistemas, por sus características, presentan una elevada vulnerabilidad a variaciones 

del clima y fenómenos extremos del tiempo”. 

De acuerdo con lo planteado por la Secretaría del Convenio de Ramsar (2000) los humedales 

son ecosistemas muy importantes que sirven de sumidero de aproximadamente 

el 40% del carbono que se genera en el planeta. “Por tal motivo la destrucción de estos 

ecosistemas evitaría que grandes cantidades de gases efecto invernadero se transfirieran 

a la atmosfera, lo cual aumentaría la capacidad de retener calor por parte de ésta” (Mora 

et al. 2005). De igual manera, estos ecosistemas no son sólo sumideros de carbono sino 

también de otros compuestos como el metano y por tal motivo son sensibles a los cambios 

hidrológicos en el planeta (IPCC. 2008). 

Según el Panel Intergubernamental de Expertos sobre el Cambio Climático (IPCC por 

su sigla en inglés), los humedales interiores de agua dulce son los ecosistemas en donde 

esta variación tendrá efectos más acentuados, debido a la alteración de la precipitación y 

a perturbaciones más frecuentes o intensas como lo son las sequías, tempestades o inundaciones. 

La fauna y la flora pueden verse afectadas en las diferentes etapas de su ciclo 

vital por el aumento en la variabilidad de la precipitación, lo cual podría traer consigo la

224 


disminución en la población de algunas especies o la extinción de éstas. 

Por otro lado, se cree que los humedales de agua dulce tendrán una tendencia a la 

sequía por las alteraciones en el nivel del agua. De igual manera, en algunas regiones el 

aumento de la temperatura favorecerá las crecidas y generará erosión en las cuencas y en 

los humedales (IPCC. 2008). 

El grado de afectación de los humedales por cambio climático depende de muchos factores 

entre los que se pueden encontrar la posición del humedal respecto a la topografía 

local y el gradiente de los sistemas freáticos regionales, siendo este último muy importante 

ya que puede determinar la variabilidad y estabilidad del almacenamiento de acuosidad 

en las zonas climáticas en que la precipitación no es mucho mayor que la evaporación 

(IPCC. 2008). 

Desde 1974 a nivel mundial se han declarado 1.923 humedales de importancia internacional 

con el objetivo de hacer uso racional y mantener las características ecológicas 

de estos ecosistemas. El desecamiento, pérdida y terrificación de los humedales hace que 

cambien los servicios que estos brindan lo cual afecta el bienestar humano. Los efectos del 

cambio climático sobre los recursos de agua dulce podrían afectar al desarrollo sostenible 

y poner en riesgo, por ejemplo la reducción de la pobreza y la mortalidad infantil (IPCC. 

2007). 

En Colombia existe variedad de ecosistemas entre los cuales los humedales son de gran 

importancia para la preservación de especies y la regulación hídrica entre otros, por lo 

cual Colombia adhirió a la Convención de Ramsar mediante la Ley 357 de 1997, y a la 

fecha ha declarado cinco (5) humedales Ramsar, los cuales ocupan 458.525 hectáreas del 

territorio nacional. Para el caso del Distrito Capital 1 , se consideran dentro de la categoría 

de Parque Ecológico Distrital de acuerdo al Decreto Distrital 190 de 2004, doce (12) humedales 

que hacen parte del sistema de áreas protegidas y se ubican en las localidades 

de Bosa, Kennedy, Fontibón, Engativa, Suba y Usaquén. Estos ecosistemas en el Distrito 

Capital brindan los servicios de hábitat de fauna y flora, lugar de reproducción de especies 

de aves endémicas y migratorias, reservorio de biodiversidad, recreación pasiva, valor cultural 

y en algunos casos puede ayudar a amortiguar inundaciones y depurar naturalmente 

el agua. 

Entre los impactos y efectos del cambio climático en Bogotá D.C., se destaca entre otros 

los relativos a su mayor riqueza natural, los humedales y su biodiversidad, particularmente 

vulnerable a causa de la presión y la fragmentación a que se ven sometidos estos ecosistemas 

por efecto de la densidad de población y la intensidad de los usos, que reducen su 

capacidad natural de adaptación. Dado que sus atributos y funciones son reconocidos 

como fundamentales en el equilibrio ecológico y ambiental global, ya que son el hábitat 

de muchas especies de fauna y flora, y elementos vitales en la estructura ecosistémica, sociocultural 

y económica de las ciudades y naciones del mundo, resulta necesario adoptar 

medidas de mitigación y adaptación directamente relacionada con este fenómeno. 

Razón por la cual y en el marco de los instrumentos y acuerdos voluntarios y de mandato, 

instituidos desde 2008 en la ciudad y bajo la premisa de que la estrategia de ciudad 

frente al Cambio Climático se articula sobre dos áreas específicas: 1). actuaciones de mitigación 

de emisiones y 2). Estrategia de adaptación para minimizar los impactos negativos 

producidos por el Cambio Climático. La secretaría Distrital de Ambiente como paso previo 

a estas actuaciones inició la construcción de la línea base de las emisiones y emisores 

de Gases Efecto Invernadero -GEI, así como la captura de carbono, adoptando las directrices 

metodológicas del IPCC, revisión 2006; acogiendo como año base referente el 2008.


Las emisiones GEI y la captura del carbono del ecosistema humedales se contabilizaron 

según la metodología IPCC en el módulo de Agricultura, Silvicultura y Usos del suelo 

- ASUS, para el periodo, 2008 en la categoría de tierras y la subcategoría humedales; la 

cual incluye todo tipo de tierras que estén cubiertas o saturadas por aguas todo el año o 

la mayor parte y que no entran en las categorías de Tierras forestales, Tierras de cultivo o 

Pastizales. Los humedales gestionados se limitan a aquellos en los que el nivel freático se 

modifica artificialmente, los creados por la actividad humana. 

Se obtuvo como resultado de emisiones de CO2eq. 3.905 toneladas, lo que representa 

el 0,1566% del total de las emisiones del módulo de ASUS que fue de 2.492.347 tCO2eq., 

donde se tuvieron en cuenta los humedales que cuentan con mayor información, para la 

aplicabilidad de la metodología seleccionada para su cuantificación, así: Suba, Engativá, 

Fontibón, Kennedy, Usaquén y Bosa. 

En la última década el Distrito ha aumentado su inversión tanto en recursos físicos 

como financieros para la recuperación, administración y manejo de estos ecosistemas. 

Con este esfuerzo se requiere dar continuidad a las acciones con el fin de garantizar la 

supervivencia de estas áreas de especial interés ecológica y ambiental y contribuir en el 

entorno urbano en la mitigación de impactos propios de una urbe densamente poblada. 

Es de vital importancia que en el Distrito siga realizando acciones para la protección 

de los Parques Ecológicos Distritales de Humedal, adoptando decisiones intersectoriales 

donde la planeación de estos se aborde desde un enfoque integral donde no sólo se mire 

al humedal como un ecosistema, si no que éste se planee a nivel de cuenca. Para ello es 

necesario que las diferentes entidades púbicas y privadas que tengan que ver directa o 

indirectamente con estos ecosistemas trabajen en armonía y cumplan tanto con sus obligaciones 

como con los compromisos adquiridos para la gestión integral de estos ecosistemas. 

Actualmente en el marco de las acciones directas sobre cambio climático de la Secretaría 

Distrital de Ambiente (SDA) y para la subcategoría de humedales se construyen los 

escenarios de emisiones A2 y B2 según IPCC para la formulación de los lineamientos del 

Plan Distrital de Mitigación y Adaptación la estrategia y acciones para este ecosistema, en 

caso de que la inacción y aplicación de escenarios incrementen las emisiones de GEI. 

BIBLIOGRAFÍA 

Grupo Intergubernamental de Expertos sobre el Cambio Climático - IPCC. 2008. El 

Cambio Climático y el Agua. [Equipo de redacción principal: Bates, B.C., Z.W. Kundzewicz, 

S. Wu y J.P. Palutikof ]. Secretaría del IPCC, Ginebra. 224 p. 

Grupo Intergubernamental de Expertos sobre el Cambio Climático - IPCC. 2007. 

Cambio climático 2007: Informe de síntesis. Contribución de los Grupos de trabajo I, II y 

III al Cuarto Informe de evaluación del Grupo Intergubernamental de Expertos sobre el 

Cambio Climático IPCC, Ginebra, Suiza, 104 p. 

Moya B., Hernández A. y Borrell H. 2005. ‘Los humedales ante el cambio climático’. 

Investigaciones Geográficas. 37: 127 – 132. 

Manifiesto de Bogotá; Distrito Capital, Frente al Cambio Climático y Programa Distrital 

de Acción Frente al Cambio Climático 2008. 

Inventario de Emisiones de Gases Efecto Invernadero, Bogotá, año base 2008 (Docu 

225

226 

mento de trabajo) 

NOTAS 


1 Bogotá es una de las pocas ciudades del mundo atravesada por humedales y el impacto del cambio 

climático, es la principal amenaza para dichos ecosistemas.

CAMBIO CLIMÁTICO Y EL BOSQUE AMAZÓNICO 

Resumen 

PHILIP M. FEARNSIDE 

La selva amazónica se enfrenta a serias amenazas para su sobrevivencia debido a los cambios 

globales proyectados los cuales convirtieran a la Amazonía en una región más caliente 

y seca. Este efecto es mucho más intenso en simulaciones de clima global usando modelos 

que incluyen la conexión entre el calentamiento del agua en el océano Pacifico y la ocurrencia 

del fenómeno El Niño.Eventos como los incendios en Roraima en 1997/1998 y 2003 

indican que la conexión con El Niño es real. Los impactos son peores en modelos que incluyen 

las retroalimentaciones bioesfericas, como son la muerte del bosque y el calentamiento 

de los suelos llevando a la emisión de carbono que, a su vez, calienta más el clima y destruye 

más bosque. Una amenaza climática que antes no era apreciada se reveló posteriormente en 

el 2005, cuando una sequía devastadora afecto a la Amazonía. Este tipo de sequía se debe 

a un gradiente de temperatura del agua superficial del mar entre el Atlántico Norte y el del 

Atlántico Sur, que forma parte de una oscilación que se esta intensificando. La formación 

de la mancha de agua caliente en el Atlántico Norte se esta agravando debido a la reducción 

de las cargas de aerosol sobre el mar en esta área, situación que debe intensificarse en las 

próximas décadas como resultado de la continuación del calentamiento global. La concreción 

o no de un escenario de este tipo depende de decisiones humanas sobre la limitación 

de las emisiones de gases de efecto invernadero, tanto de la quema de combustibles fósiles 

como del continuar la deforestación. Brasil es uno de los países que perdería más con el 

calentamiento global, a partir del impacto sobre su propia selva amazónica. 

1. Predicciones de Modelos de Clima 

D iferentes modelos climáticos producen una gama extensa de resultados relacionados 

con el futuro del clima en la Amazonía. Un modelo en particular, el modelo del 

Centro Hadley, del Centro de Meteorología del Reino Unido, indica un cambio catastrófico 

para un clima más seco y caliente en la Amazonía, daría como resultado la muerte 

de casi toda la selva hasta 2080 (Cox et al., 2000, 2004). En la época del Cuarto Informe 

de Evaluación (AR-4) del Panel Inter-gubernamental sobre Cambio Climático (IPCC), de 

2007, otros modelos indicaban que la Amazonía se haría significativamente más seca, entre 

éstos el modelo del Centro Nacional de Investigaciones Atmosféricas (NCAR), de los 

EEUU, y el modelo ECHAM del Instituto Max Planck, de la Alemania. Algunos modelos, 

como el del CSIRO, de Australia, no indicaban ningún cambio en la Amazonía, mientras 

otro modelo, del Laboratorio Geofísico de Dinámica de Fluidos (GFDL), en los EEUU, 

indicaba más lluvia en la Amazonía (veáse Kundzewicz et al., 2007, p. 183). Se atrinuía 

el aumento de la lluvia en la Amazonía en el modelo del GFDL a un error en el modelo, 

el cual ya fue arreglado (S.M. Griffies, comunicación personal, 2009). Así mismo, los 

resultados son bastante variados, y es importante evaluar los diferentes modelos para el 

propósito específico de poder representar el clima futuro en la Amazonía, así como tam-

228 


bién considerar la mejor manera de poder interpretar para la política el significado de la 

incertidumbre restante. 

Los resultados catastróficos del modelo del Centro Hadley fueron publicados por 

primera vez en la revista Nature en 2000. Es extremamente inquietante que en diez años 

de trabajo intensivo de varios grupos de investigación no se haya identificado un error 

específico que invalidaría este resultado, aunque los resultados de los otros modelos sean 

comparativamente menos catastróficos. Es tranquilizador el hecho de que el modelo Hadley 

indique que el clima actual en la Amazonía es más caliente y más seco, es decir, el 

clima real que predomina al día de hoy (Cândido et al., 2007). Esto significa que, probablemente, 

son exagerados también los valores numéricos para la simulación de temperatura 

y la sequedad en el clima futuro. Sin embargo, en dicha simulación del comportamiento 

del clima del futuro se va más allá de los limites de tolerancia para los árboles de la selva 

amazónica, así sean obedecidos por cambios menos extremos como lo indica el pronóstico 

según las simulaciones. De todas maneras, estos cambios también causarían una gran 

mortalidad. 

2. El Niño y el efecto Invernadero 

La pregunta central al respecto de los resultados del modelo del Centro Hadley para 

la Amazonía es si su representación de los efectos del fenómeno El Niño son correctos. 

En este modelo, la continuación del calentamiento global lleva al sistema climático a permanecer 

en un “El Niño permanente”, generando severas sequías y altas temperaturas en 

la Amazonía. Solamente parte de esta secuencia es mostrada por otros modelos. 

El Panel Intergubernamental sobre Cambio Climática (IPCC) observó en su Segundo 

Informe de Evaluación, de 1995, que la frecuencia de eventos El Niño fue mucho más alta 

desde 1976 en comparación con los años anteriores, lo cual arrojó una diferencia estadística 

altamente significativa (Nicholls et al., 1996, pág. 165). Eventos recientes, como los 

Niños de 1997 y 2003, causarían importantes impactos en la Amazonía. 

El Cuarto Informe de Evaluación del IPCC (AR-4), de 2007, concluyó que al continuar 

el calentamiento global éste conduciría a la formación de “condiciones tipo El Niño” 

(Meehl et al., 2007, pág. 779). Esto se refiere a las aguas superficiales más calientes en el 

Océano Pacífico, que es el detonante para que se dispare el fenómeno del El Niño. Sin embargo, 

el informe del IPCC observa que varios modelos de clima aún no concuerdan en 

una conexión entre el calentamiento global y El Niño en sí (Meehl et al., 2007, pág. 780). 

Esto se refiere a las sequías e inundaciones en diferentes localidades alrededor del mundo. 

Desgraciadamente, sabemos de forma directa que las condiciones fenómeno del Niño 

conducen a las sequías e incendios forestales en la Amazonía; ésta no es una conclusión 

que depende de los resultados de modelos climáticos. Las sequías del fenómeno de El 

Niño en 1982, 1997 y 2003 son ejemplos que son recordados por la mayoría de las personas 

en la Amazonía. El gráfico de las temperaturas de la superficie del mar en el Océano 

Pacífico (Hansen et al., 2006; McPhaden et al., 2006) es un retrato perfecto de los eventos 

de sequía que se produjeron en la Amazonía. La ilustración usada por Al Gore en su 

película “Una Verdad Inconveniente” es altamente pertinente. De la misma manera que 

los continentes de África y de América del Sur se ajustan demasiado para ser una coincidencia, 

los gráficos de CO2 atmosférico y de temperatura global son un espejo uno del 

otro, también se puede considerar que debe haber una relación entre estos dos. Lo mismo 

se aplica para temperatura de la superficie del mar en el Pacífico y las sequías amazónicas.


Esto significa que una tabulación simple de los resultados de diferentes modelos de clima 

no es suficiente. Si un modelo muestra el agua superficial calentándose en el Pacífico, y 

no sucede nada en la Amazonía, entonces significa que hay algo que esta fallando en el 

modelo, no es que estemos más seguros en la Amazonía. 

El Niño es un fenómeno que es difícil de representar en modelos de circulación global 

(GCMs), en parte por causa de la resolución espacial aproximada (“grosera”) que es 

dictada por la capacidad de procesamiento de la mayoría de los supercomputadores de 

hoy. Sin embargo, es inquietante que el Simulador de la Tierra, un complejo enorme de 

computadores en Yokohama, Japón, también produzca resultados catastróficos cuando 

es programado con una perspectiva física del clima semejante a la del modelo del Centro 

Hadley. Los picos de temperatura en la Amazonía central de más de 50°C se harían comunes 

a partir de 2050 en escenários business-as-usual. El Simulador de la Tierra representa 

el planeta en células grandes (“pixeles”) de 10 × 10 km, cuando otros computadores 

que ejecutan GCMs usan células grades de aproximadamente 300 × 300 km. 

El Niño produce un padrón de inundaciones y sequías alrededor del mundo, con intensas 

lluvias en la costa del Perú, sequía en la parte Norte de la Amazonía (por ejemplo, 

el causante del Gran Incendio de Roraima de 1997-1998), e inundaciones en el Estado 

de Santa Catarina, sequías en Borneo (que también provocó incendios en 1997-1998), 

sequía en Etiopia (que mató más de 200,000 personas en 1982) y la ola de calor en Europa 

(que mató aproximadamente 40,000 personas en 2003). Lograr un modelo de clima 

para representar todos estos efectos simultáneamente cuando el agua del Pacífico calienta 

es una tarea difícil, y esta dificultad se explica porque los modelos son diferentes actualmente 

y por eso no se corresponden entre sí. Sin embargo, desde el punto de vista de la 

sequía amazónica, solamente necesitamos representar esta parte del padrón global correctamente, 

y no el resultado en todos los otros impactos locales que también son afectados 

por El Niño. En esto, el modelo del Centro Hadley hace la mejor reproducción de la 

conexión entre agua caliente en el Pacífico (i.e., “condiciones tipo El Niño”) y las sequías 

amazónicas. Entre los 21 modelos testados para interpretar la capacidad para el Proyecto 

en Conjunto de Inter-Comparación de Modelos (CMIP2), el modelo del Centro Hadley 

fue clasificado en primero lugar (vea Cox et al., 2004). 

3. Oscilación Atlántica 

Una amenaza climática que antes no era apreciada se reveló en 2005, cuando un periodo 

de sequía devastador golpeó la Amazonía. Los caudales en los afluentes del lado Sur 

del Río Amazonas fueron tan bajos que las embarcaciones no pudieron navegar en los 

ríos, y comunidades riberiñas quedaron aisladas de hospitales y otros servicios esenciales. 

También la serie de incendios forestales que arrasaron el Estado de Acre y partes vecinas 

del Estado de Amazonas,fue un evento sin precedentes (Brown et al., 2006; Vasconcelos 

& Brown, 2007). La foresta perdió biomasa por causa de la disminución del crecimiento 

y del aumento de la mortalidad de árboles (Phillips et al., 2009). El año de 2005 no fue un 

año de El Niño: el agua más caliente de lo normal no estaba en el Pacífico, sino que también 

había agua caliente en la parte Sur del Atlántico Norte y, almismo tiempo, agua fría 

en la parte Norte del Atlántico Sur. El agua caliente en el Atlántico Norte aportó energía al 

Huracán Katrina, que golpeó la ciudad de Nueva Orleans en ese año. También contribuyó 

en la sequía de la Amazonía por causar una mayor subida de aire caliente cuando la Zona 

de Convergencia Intertropical (ITCZ) se encontraba sobre el área de agua caliente. El aire 

229

230 


en la ITCZ sube hasta una altitud de aproximadamente 1800 m, se divide en flujos para el 

Norte y para el Sur, y entonces se mueve en el sentido de los polos aproximadamente 30º 

de latitud antes de descender al nivel del suelo y retornar para el Ecuador en baja altitud, 

formando la célula de Hadley. Cuando el aire sube, su contenido de humedad se condensa 

y cae como lluvia, y después, cuando el aire baja al nivel del suelo, es seco, y reseca el área 

alcanzada por el aire descendiente. Con más aire caliente y húmedo subiendo en la ITCZ 

en 2005, hubo también más aire frío y seco descendiente 30º más al Sur. Con el gradiante 

de temperatura entre el agua caliente en el Atlántico Norte y el frío en el Atlántico Sur, 

la ITCZ fue jalonada más al Norte que lo habitual y, en la época del año cuando el movimiento 

estacional de la ITCZ estaba cerca de su extremo Norte, el aire seco estaba descendiendo 

sobre las nacientes de los afluentes del Río Amazonas, del lado Sur de la cuenca 

(e.g., Fearnside, 2006; Marengo et al., 2008). 

El agua caliente del Atlántico Norte en 2005 fue el resultado combinado de varios factores. 

Uno era la Oscilación Multi-Decadal del Atlántico (AMO), que produjo agua más 

caliente que la media en esta área en intervalos de aproximadamente 40 años. Sin embargo, 

esta oscilación explica, en el máximo, 11% de la anomalía de temperatura en 2005, 

en cuanto que 50% del aumento de la temperatura podrían ser directamente atribuidos 

al calentamiento global (Trenberth & Shea, 2006). Hubo también una contribución indirectamente 

conectada al calentamiento global, de 22%, proveniente de vestigios de un 

período de El Niño en los años anteriores. Además, la reducción de la carga de aerosoles 

atmosféricos sobre el Atlántico produjo una menor protección de esta área de océano 

contra la radiación solar. La carga de aerosoles está disminuyendo tanto debido a la reducción 

de la contaminación atmosférica industrial en Europa y América del Norte (Cox et 

al., 2008) como también debido a la reducción de la carga de polvo oriundo de la África 

(Evan et al., 2009). Las cargas reducidas de aerosol son responsables del 69% de la tendencia 

ascendente en la temperatura de la superficie del mar en esta región entre 1985 y 

2005, período en que la temperatura del agua aumentó en 0.6ºC (Evan et al., 2009). Esta 

reducción de aerosol es consistente con los resultados de los modelados de calentamiento 

global, que indican que la duplicación del CO2 atmosférico pre-industrial (prevista para 

ocurrir en 2070, o antes, presumiendo emisiones en los niveles de business-as-usual) reduciría 

la cobertura de polvo sobre el Atlántico en 40-60% y aumentaría las temperaturas 

da superficie del mar en 0.3 a 0.4°C adicionales (Mahowald & Luo, 2003). 

El gradiente Norte-Sur de temperatura en el Atlántico está significativamente correlacionado 

con las lluvias en la porción Sudoeste de la Amazonía y, en 2005, tanto el gradiente 

en el Atlántico como la sequía en el sudoeste de la Amazonía llegaron hasta niveles 

extremos (Cox et al., 2008). Resultados del modelo del Centro Hadley indican un aumento 

enorme en la amplitud del gradiente de temperatura en el Atlántico y en las sequías 

asociadas en la Amazonía, si las emisiones de gases de efecto invernadero continuasen su 

rumbo actual (Cox et al., 2008). Los resultados de simulación indican que la probabilidad 

de una sequía tan grave como la de 2005 fue del 5% (1 año en 20) en 2005, pero esto aumentaría 

para 50% (1 año en 2) hasta 2025 y 90% (9 años en 10) hasta 2060. La probabilidad 

de ocurrencia de estas sequías se dispara si la concentración atmosférica de CO2 fuera 

superior a 400 partes por millón por volumen (ppmv), un nivel solamente poco superior 

al nivel de 2010 de 390 ppmv. Las concentraciones atmosféricas de CO2 están aumentando 

en cerca de 2.4 ppmv al año. En 2010 una segunda sequía causada por la oscilación 

atlántica, junto con el fenómeno del El Niño, llevó a incendios y a un nivel de los más bajos 

que se haya registrado del río Negro (Lewis et al., 2011).

4. Sabanización de la Amazonía 


La perdida de grandes áreas de bosque amazónico debido a los cambios climáticos no 

depende del modelo del Centro Hadley pero es la mejor representación del futuro del 

clima. Salazar et al. (2007) testaron 15 modelos diferentes para las implicaciones relacionadas 

con la “sabanización” en la Amazonía. Más del 75% de los modelos indican que una 

franja que hoy es bosque a lo largo de las latitudes Este y Sur de la región será climaticamente 

inadecuada para el bosque hasta 2100, llevando a la substitución de árboles por 

otro tipo de vegetación, generalmente denominado como “sabana”. Al menos 25% de los 

modelos indican un cambio de este tipo en toda la parte de la región amazónica al Este de 

Manaos. El modelo del Centro Hadley, es claro, mostraría que la sabanización ocurriría en 

toda el bosque amazónico brasileño en este tiempo. 

Los varios modelos de clima, inclusive el modelo del Centro Hadley, omiten varios procesos 

críticos que pueden hacer que los eventos reales sean más desastrosos que aquellos 

indicados por los modelos. Los modelos solamente muestran los efectos del calentamiento 

global, pero el bosque amazónico está sujeto a otros factores de tensión. El más obvio 

es la deforestación directa, con tala de árboles por moto-sierras en lugar de muerte por 

falta de agua. Esto no solamente elimina los árboles que son derribados directamente, sino 

que también contribuye con los otros cambios climáticos a reforzar las mismas tendencias 

relacionadas con las característica de un clima más caliente y más seco para el resto del 

bosque, por lo tanto contribuyen con la muerte del bosque como un todo. La perdida de 

árboles reduce la evapotranspiración, reduciendo la lluvia sobre el resto del bosques (e.g., 

Lean et al., 1996). Dos recientes simulaciones indican que la perdida continua de bosque 

conduciría a un clima más caliente y más seco en el resto de la región (Foley et al., 2007; 

Sampaio et al., 2007). Si la deforestación continua los parámetros espaciales proyectados, 

consideran una caída abrupta de la cantidad de lluvia en la estación seca, la cual ocurriría 

después de que la deforestación llegue al 40% (Sampaio et al., 2007). Hasta el 2009, la deforestación 

había eliminado el 18.6% del bosque original en la Amazonía brasileña (Brasil, 

INPE 2010). La estación seca es el período crítico del año, es decir, cuando árboles pueden 

morir por falta de agua. 

Los incendios forestales representan una gran amenaza para los bosques amazónicos 

y, son omitidos por los GCMs como el modelo del Centro Hadley. Especialmente en los 

años en los que se produce el fenómeno del El-Niño, donde el fuego pueden moverse 

por el sub-bosque de la selva, matando grandes árboles. En el Gran Incendio de Roraima 

de 1997-1998, una área calculada en 11-13,000 km 2 de bosque fue quemada (Barbosa & 

Fearnside, 1999). Áreas grandes de bosque también se quemaron en el Estado de Pará 

(Alencar et al., 2004, 2006; Cochrane et al., 1999). Los árboles muertos por el fuego suministra 

combustible para fuegos subsecuentes, así se conduce a procesos de retroalimentación 

positiva que destruyen el bosque completamente a lo largo de un período de varios 

años (e.g., Nepstad et al., 2001). Una vez que el cambio de clima aumente la frecuencia y la 

severidad de los incendios, el bosque podría morir más rápidamente de lo que los modelos 

indican. Un estudio reciente indica que la pérdida significativa de bosque causado por 

incendios antes de 2030 se sustenta bajo la suposición optimista de que los patrones de 

clima de los últimos 10 años continuaran inalterados (Nepstad et al., 2007). Los actuales 

padrones de variación climática en la Amazonía implican en riesgo para grandes áreas de 

bosque (Hutyra et al., 2005; Nepstad et al., 2004). El riesgo de incendios aumenta mucho 

con los cambios climáticos previstos en este siglo (Justino et al., 2011). 

231

232 

AGRADECIMENTOS 


Este texto es una traducción abreviada y actualizada de Fearnside (2009). Las investigaciones 

del autor son financiadas por el Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia– 

INPA (PRJ13.03) y el Conselho Nacional do Desenvolvimento Científico e Tecnológico– 

CNPq (305880/2007-1; 573810/2008-7). Karina Moreyra hizo comentarios. 

BIBLIOGRAFÍA 

Alencar, A.; Nepstad, D.C. & Vera Diaz, M. del C. 2006. Forest understory fire in the 

Brazilian Amazon in ENSO and non-ENSO years: area burned and committed carbon 

emissions. Earth Interactions, 10(6): 1-17. 

Alencar, A.C.; Solórzano, L.A. & Nepstad, D.C. 2004. Modeling forest understory fires 

in an eastern Amazonian landscape. Ecological Applications, 14(4): S139-S149. 

Barbosa, R.I. & Fearnside, P.M. 1999. Incêndios na Amazônia brasileira: Estimativa da 

emissão de gases do efeito estufa pela queima de diferentes ecossistemas de Roraima na 

passagem do evento “El Niño” (1997/98). Acta Amazonica, 29(4): 513-534. 

Brasil, INPE (Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais), 2010. Projeto PRODES: Monitoramento 

da Floresta Amazônica Brasileira por Satélite. INPE, São José dos Campos, São 

Paulo, Brasil. (Disponible en: http://www.obt.inpe.br/prodes/). 

Brown, I.F.; Schroeder, W.; Setzer, A.; Maldonado, M.J.R.; Pantoja, N.; Duarte, A.F. & 

Marengo, J. 2006. Monitoring fires in Southwestern Amazonia rain forest. EOS, Transactions 

of the American Geophysical Union, 87(26): 253-264. 

Cândido, L.A.; Manzi, A.O.; Tota, J.; Da Silva, P.R.T.; Da Silva, F.S.M.; dos Santos, R.N.N. 

& Correia, F.W.S. 2007. O Clima atual e futuro da Amazônia nos Cenários do IPCC: A 

questão da savanização. Ciência e Cultura, 59(3): 44-47. 

Cochrane, M.A.; Alencar, A.; Schulze, M.D.; Souza JR., C.M.; Nepstad, D.C.; Lefebvre, 

P. & Davidson, E.A. 1999. Positive feedbacks in the fire dynamic of closed canopy tropical 

forests. Science, 284: 1832-1835. 

Cox, P.M.; Betts, R.A.; Collins, M.; Harris, P.P.; Huntingford, C. & Jones, C.D. 2004. 

Amazonian forest dieback under climate-carbon cycle projections for the 21st century. 

Theoretical and Applied Climatology, 78: 137-156. doi: 10.1007/s00704-004-0049-4. 

Cox, P.M.; Betts, R.A.; Jones, C.D.; Spall, S.A. & Totterdell, I.J. 2000. Acceleration of 

global warming due to carbon-cycle feedbacks in a coupled climate model. Nature, 408: 

184-187. 

Cox, P.M.; Harris, P.P.; Huntingford, C.; Betts, R.A.; Collins, M.; Jones, C.D.; Jupp, T.E.; 

Marengo, J.A. & Nobre, C.A. 2008. Increasing risk of Amazonian drought due to decreasing 

aerosol pollution. Nature, 453: 212-215. 

Evan, A.T.; Vimont, D.J.; Heidinger, A.K.; Kossin; J.P. & Bennartz, R. 2009. The role of 

aerosols in the evolution of tropical North Atlantic ocean temperature anomalies. Science, 

324: 778-781. 

Fearnside, P.M. 2006. A vazante na Amazônia e o aquecimento global. Ciência Hoje, 

38(231): 76-78. 

Fearnside, P.M. 2009. A vulnerabilidade da floresta amazônica perante as mudanças 

climáticas. Oecologia Brasiliensis, 13(4): 609-618. doi: 10.4257/oeco.2009.1304.05. 

Foley, J.A.; Asner, G.P.; Costa, M.H.; Coe, M.T.; Defries, R.; Gibbs, H.K.; Howard, E.A.;


Olson, S.; Patz, J.; Ramankutty, N. & Snyder, P. 2007. Amazonia revealed: forest degradation 

and loss of ecosystem goods and services in the Amazon Basin. Frontiers in Ecology 

and the Environment, 5(1): 25-32. 

Hansen, J.; Sato, M.; Ruedy, R.; Lea, D.W. & Medina-Elizalde, M. 2006. Global temperature 

change. Proceedings of the National Academy of Sciences, 203(39): 14288-14293. 

Hutyra, L.R.; Munger, J.W.; Nobre, C.A.; Saleska, S.R.; Vieira, S.A. & Wofsy, S.C. 2005. 

Climatic variability and vegetation vulnerability in Amazonia, Geophysical Research Letters, 

32, L24712. doi: 10.1029/2005GL024981. 

Justino, F.; De Mélo, A.S.; Setzer, A.; Sismanoglu, R.; Sediyama, G.C.; Ribeiro, G.A.; 

Machado, J.P. & Sterl, A. 2011. Greenhouse gas induced changes in the fire risk in Brazil in 

ECHAM5/MPI-OM coupled climate model. Climatic Change, 106: 285-302. 

Kundzewicz, Z.W.; Mata, L.J.; Arnell, N.W.; Döll, P.; Kabat, P.; Jiménez, B.; Miller, K.A;. 

Oki, T.; Sen, Z. & Shiklomanov, I.A. 2007. Freshwater resources and their management. 

p. 173-210 In: Parry, M.L.; Canziani, O.F.; Palutikof, J.P.; van der Linden, P.J.; Hanson, 

C.E. (eds.). Climate Change 2007: Impacts, Adaptation and Vulnerability. Contribution 

of Working Group II to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on 

Climate Change, Cambridge University Press, Cambridge, Reino Unido, 976 p. 

Lean, J.; Bunton, C.B.; Nobre, C.A. & Rowntree, P.R. 1996. The simulated impact of 

Amazonian deforestation on climate using measured ABRACOS vegetation characteristics. 

p. 549-576. In: J.H.C. Gash, C.A. Nobre, J.M. Roberts & R.L Victoria (eds.), Amazonian 

Deforestation and Climate. Wiley, Chichester, Reino Unido, 611 p. 

Lewis, S.L.; Brando, P.M.; Phillips, O.L.; Van der Heijden, G.M.F. & Nepstad. D. 2011. 

The 2010 Amazon drought. Science, 331: 554. 

Mahowald, N.M. & Luo, C. 2003. A less dusty future? Geophysical Research Letters, 

30(17): 1903. doi: 10.1029/2003GL017880. 

Marengo, J.A.; Nobre, C.A.; Tomasella, J.;. Oyama, M.D.; Sampaio de Oliveira, G.; de 

Oliveira, R.; Camargo, H.; Alves, L.M. & Brown, I.F.. 2008. The drought of Amazonia in 

2005. Journal of Climate, 21: 495–516. 

Mcphaden, M.J.; Zebiak, S.E. & Glantz, M.H. 2006. ENSO as an integrating concept in 

earth science. Science, 314: 1740-1745. 

Meehl, G.A.; Stocker, T F.; Collins, W.D.; Friedlingstein, P.; Gaye, A.T.; Gregory, J M.; 

Kitoh, A.; Knutti, R.; Murphy J M.; Noda, A.; Raper, S.C B.; Watterson, I.G. ; Weaver, A.J. & 

Zhao, Z-C. 2007. Global Climate Projections. p. 247-845 In: S. Solomon, D. Qin, M. Manning, 

Z. Chen, M. Marquis, K.B. Averyt, M. Tignor & H.L. Miller, (eds.), Climate Change 

2007: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment 

Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change, Cambridge University 

Press, Cambridge, Reino Unido, 996 p. 

Nepstad, D.C.; Carvalho, G.; Barros, A.C.; Alencar, A.; Capobianco, J.P.; Bishop, J.; 

Moutinho, P.; Lefebvre, P.; Silva, JR., U.L. & Prins, E. 2001. Road paving, fire regime feedbacks, 

and the future of Amazon forests. Forest Ecology and Management, 154: 395-407. 

Nepstad, D.C.; Lefebvre, P.; Silva Jr., U.L; Tomasella, J.; Schlesinger, P.; Solorzano, L.; 

Moutinho, P.; Ray, D. & Benito, J.G. 2004. Amazon. 

Nepstad, D.C.; Soares-Filho, B.; Merry, F.; Moutinho, P.; Rodrigues, H.O.; Bowman, 

M.; Schwartzman, S.; Almeida, O. & Rivero, S. 2007. The Costs and Benefits of Reducing 

Carbon Emissions from Deforestation and Forest Degradation in the Brazilian Amazon. 

Woods Hole Research Center (WHRC), Falmouth, Massachusetts, EEUU. 26 p. 

Nicholls, N. & 98 otros. 1996. Observed climate variability and change. p. 133-192. In: 

233

234 


J.T. Houghton, L.G. Meira Filho, B.A. Callander, N. Harris, A. Kattenberg & K. Maskell, 

(eds.), Climate Change 1995: The Science of Climate Change. Cambridge University Press, 

Cambridge, Reino Unido, 572 p. 

Phillips, O.L. & 65 otros. 2009. Drought sensitivity of the Amazon rainforest. Science, 

323: 1344-1347. 

Salazar, L.F.; Nobre, C.A. & Oyama, M.D. 2007. Climate change consequences on the 

biome distribution in tropical South America. Geophysical Research Letters, 34: L09708. 

doi: 10.1029/2007GL029695. 

Sampaio, G.; Nobre, C.A.; Costa, M.H.; Satyamurty, P.; Soares-Filho, B.S. & Cardoso, M. 

2007. Regional climate change over eastern Amazonia caused by pasture and soybean cropland 

expansion. Geophysical Research Letters, 34: L17709. doi:10.1029/2007GL030612. 

Solorzano, L.; Moutinho, P.; Ray, D. & Benito, J.G. 2004. Amazon drought and its implications 

for forest flammability and tree growth: A basin-wide analysis. Global Change 

Biology, 10(5): 704-712. 

Trenberth, K.E. & Shea, D.J. 2006. Atlantic hurricanes and natural variability in 2005. 

Geophysical Research Letters, 33: L12704. doi: 10.1029/2006GL026894. 

Vasconcelos, S.S. & Brown, I.F. 2007. The use of hot pixels as an indicator of fires in the 

MAP region: Tendencies in recent years in Acre, Brazil. p. 4549-4556. In: J.C.N. Epiphanio, 

L.S. Galvão & L.M.G. Fonseca, (eds.), Anais XIII Simpósio Brasileiro de Sensoriamento 

Remoto, Florianópolis, Brasil 21-26 abril 2007. Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais 

(INPE), São José dos Campos, São Paulo, Brasil.

SOCIEDADES TRADICIONALES EN AMÉRICA LATINA: SOLUCIONES A LA 

LUCHA CONTRA EL CAMBIO CLIMÁTICO, LA DEGRADACIÓN AMBIENTAL 

Y LA PÉRDIDA DE BIODIVERSIDAD DESDE LA INTERCULTURALIDAD 

Resumen 

TONI JIMÉNEZ LUQUE 

Hoy en día vivimos una grave crisis medioambiental que está afectando a millones de personas 

en todo el planeta y que en gran medida ha sido motivada por un modelo de desarrollo 

que se sustenta en una lógica de dualismo occidental, en la que la naturaleza no forma parte 

del ser humano y debe ser explotada sin límite. Sin embargo, existen otras cosmovisiones en 

el mundo que rompen esa idea y que deben ser visibilizadas con urgencia porque, además de 

tratarse de una cuestión de justicia, son posibles soluciones a nuestra crisis ambiental actual. 


l cambio climático en América Latina y el Caribe es una de las principales causas de 

E la degradación ambiental que sufre la región y que a día de hoy afecta a 600 millones 

de habitantes que experimentan ya de manera dramática sus efectos: sequías o inundaciones, 

derretimiento de glaciares, aumentos de temperatura, nuevas plagas agrícolas 

y enfermedades, etc. Según el informe “Cambio climático y desarrollo en América 

Latina y el Caribe: una reseña”, publicado a inicios de 2009 y coordinado por el investigador 

chileno José Luis Samaniego, las emisiones de gases de efecto invernadero en la región 

fueron equivalentes al 11,78% del total mundial en el año 2000, y lo que distingue a la 

región es la gran contribución a las emisiones por pérdidas en la cubierta forestal debido 

a la expansión de la frontera agropecuaria. Paradójicamente, América Latina y el Caribe 

contribuyen poco a la generación de emisiones, pero es, y todavía lo será más, una de las 

regiones de mayor vulnerabilidad por estar localizada dentro de una franja de huracanes 

y tener numerosos Estados insulares y zonas costeras bajas; por depender de los deshielos 

andinos para suministro de agua a los sectores urbano y agrícola; y por estar expuesta a 

inundaciones e incendios forestales. Esta crisis ambiental, unida a otros problemas medioambientales 

como son la contaminación del aire y el agua con desechos industriales, o 

la destrucción de los bosques para la producción de agrocombustibles, ha irrumpido en 

la vida actual provocando graves conflictos y una total transformación del tejido social 

que se traduce en el desplazamiento forzado de personas; la agudización de la pobreza; la 

erosión cultural y lingüística de sociedades tradicionales; la crisis alimentaria y la escalada 

de conflictos violentos. 

1.1 Desplazados ambientales 

Como consecuencia directa del cambio climático, hoy en día nos encontramos en 

todas partes con comunidades, pueblos y naciones que se enfrentan a la perspectiva de 

una emigración forzada.Por otro lado, la modificación dramática del ambiente causada

236 


por procesos de degradación (desertificación, pérdida de biodiversidad, contaminación 

de aguas, etc.) o por grandes obras de infraestructura (grandes presas, autopistas, instalación 

de cinturones industriales, etc.) sitúa a las comunidades indígenas, a las culturas 

minoritarias y a las sociedades tradicionales en general, en situaciones críticas.De aquí 

se ha derivado una problemática que, a medida que la degradación ambiental aumenta, 

será imparable a nivel mundial. Estamos hablando del fenómeno de los refugiados ambientales, 

un problema muy grave que supone la pérdida de lo que podríamos definir 

como “etnodiversidad” 1 . Los pueblos desarrollan su cultura en función del medio en el 

que viven. De esta manera, si están obligados a cambiar de medio muere su cultura con 

todo lo que ello comporta. Muchas comunidades y pueblos autóctonos poseen un saber 

y una cultura profundamente anclados en su ambiente que, con la emigración forzosa, 

desaparecerían para siempre de forma irreparable. Y no se trata únicamente de que lo que 

representa esta pérdida para la humanidad es la muerte de una cultura singular y única, 

sino también de una cuestión de justicia. Porque son claramente las emisiones de gases de 

efecto invernadero a escala planetaria, y no un accidente natural o fatalidad cualquiera, lo 

que está conduciendo a la desaparición de pueblos que, en su gran mayoría, prácticamente 

no contribuyen de ninguna manera al calentamiento. 

1.2 Pérdida de biodiversidad 

El término biodiversidad se refiere a la variedad de organismos vivos que es esencial 

para sustentar los sistemas que nos brindan agua, alimentos, aire puro y combustibles. 

Los seres humanos dependemos de esa biodiversidad y tenemos el poder de protegerla o 

destruirla. Actualmente, nos encontramos ante la mayor crisis de extinción desde que los 

dinosaurios desaparecieron del planeta hace 65 millones de años. Y esta extinción actual 

se debe en gran parte a actividades humanas: cambio climático, destrucción de hábitats, 

sobreexplotación agrícola, contaminación, propagación de especies invasoras, etc. Hasta 

los alimentos de los que dependemos están hoy amenazados por esta crisis de extinciones. 

Esa diversidad de plantas y animales que es tan importante para nuestra existencia es el resultado 

de siglos de domesticación, cría y mejora de razas animales o de cultivos de variedades 

vegetales que aseguran una dieta nutritiva, son muy productivas, resistentes a plagas 

y enfermedades, o poseen la capacidad de soportar condiciones climáticas muy adversas. 

El ser humano, a fuerza de confundir la utilización de la naturaleza con su depredación, 

destruye lo vivo cada vez a mayor velocidad. Las tasas actuales de extinción de especies, 

comparadas con las que se registraban en los tiempos geológicos antiguos, son de 100 a 

1.000 veces superiores 2 . Así que, en vista de este panorama actual, y teniendo en cuenta 

que la definición de biodiversidad biológica dice que consiste en “la variedad de organismos 

vivos que es esencial para sustentar los sistemas que nos brindan agua, alimentos, 

aire puro y combustibles” y que “los seres humanos dependemos de esa biodiversidad” 

¿alguien piensa que, de seguir por este camino, existe un futuro en la Tierra para las próximas 

generaciones? 

2. Amenazas medioambientales sufridas por las sociedades tradicionales 

Hoy en día, las sociedades tradicionales están en la primera línea del cambio climático. 

Viven en lugares del mundo donde el impacto de éste es mayor y dependen en gran parte, 

o exclusivamente, del medio ambiente natural para su medio de vida, su cultura y sus vi-


das, por lo que son los más vulnerables a sus efectos. 

De la misma manera, estas sociedades, que son quienes menos han contribuido al cambio 

climático y, por el contrario, los más afectados por éste, se enfrentan en la actualidad 

a nuevas amenazas que, paradójicamente, en nombre de la lucha por detenerlo, está violando 

sus derechos y destruyendo su territorio. 

Entre las principales destacan las siguientes: 

• Biocombustibles: Éstos se están promoviendo como una fuente de energía “verde” 

alternativa a los combustibles fósiles, pero mucha de la tierra destinada a cultivarlos es 

la tierra ancestral de pueblos indígenas 3 , campesinos y afrodescendientes; 

• Energía hidroeléctrica: Ésta ha sido señalada como una fuente principal de energía alternativa 

a los combustibles fósiles, pero la construcción de grandes presas hidroeléctricas 

en nombre de la lucha contra el cambio climático está destruyendo las tierras 

de indígenas, campesinos y afrodescendientes, y expulsando a la gente de sus hogares; 

• Conservación de la selva: con el fin de “contrarrestar los estragos” del calentamiento 

global y salvar la selva se está obligando a muchas comunidades indígenas y afrodescendientes 

que viven allí de manera sostenible a abandonar lo que ha sido su hogar 

durante cientos de años; 

• Compensación de las emisiones de carbono: En los esfuerzos por detener la deforestación 

se han propuesto varios programas conocidos como “Reducción de Emisiones 

Derivadas de la Deforestación y la Degradación Forestal” (REDD), con el principio 

básico de animar a los países “en vías de desarrollo” a que protejan sus bosques a cambio 

de que los países “desarrollados” les paguen 4 . 

Sin lugar a dudas, habrá que estar atentos a estas nuevas amenazas (y a las antiguas) que 

se ciernen sobre las sociedades tradicionales y tener claro que aquellas medidas para mitigar 

el cambio climático que, tanto de manera directa como indirecta, les afecten, deberán 

implicar completamente a éstos y reconocer y respetar sus derechos según recoge el Derecho 

Internacional, y en especial el derecho a la propiedad de su tierra y su derecho a dar 

o no su consentimiento a los proyectos que se piensen ejecutar en sus territorios. Como 

hemos podido observar, hasta el día de hoy solamente se están proponiendo soluciones 

para luchar contra el cambio climático que actúan con la misma lógica que nos ha llevado 

a esta situación, es decir, la lógica imperante del crecimiento sin fin, el sistema mercantilista 

donde todo puede ser comprado y vendido, y acciones tecnológicas que simplemente 

suponen soluciones parciales y superficiales al problema de fondo. De esta manera, los 

acuciantes problemas ambientales a los que se enfrentan el mundo y sus habitantes no 

estarán efectivamente resueltos hasta que instituyamos otra forma de interacción de los 

seres humanos con la naturaleza, modificando la forma en que tomamos decisiones sobre 

cuánto y cómo producimos. O dicho de otra manera, necesitamos una nueva conciencia 

global que tome en cuenta las necesidades humanas fundamentales, y que cree condiciones 

justas y sustentables para generaciones presentes y futuras. Ha llegado la hora de 

rechazar la idea de que el progreso tiene un precio. 

Y algo que se ha construido se puede deconstruir, y para cambiar esta situación no 

partimos de cero, sino que contamos con la sabiduría tradicional de aquellos pueblos cuya 

cosmovisión fue invisibilizada durante siglos y que simplemente se trataría de rescatar y 

darle voz. Estamos hablando de la sabiduría ancestral de las culturas tradicionales: indíge- 

237

238 

nas, afrodescendientes y campesinos. 


3. Sociedades tradicionales: una cosmovisión de respeto por la vida y la naturaleza 

Las sociedades tradicionales parten del cuestionamiento del concepto de desarrollo 

dominante y proponen avanzar hacia un concepto de sociedad armónica entre la naturaleza 

y la cultura, mediada por relaciones de reciprocidad, equidad social, respeto, en la 

que se permita, establezca y garantice una participación activa y plena de los pueblos en 

las decisiones de la vida económica, social y política. En definitiva, proponen un cambio 

radical en el modelo productivo y de consumo: Se debe cambiar el sistema no el clima. 

Las sociedades tradicionales parten del principio de la integralidad como elemento que 

garantiza la vida, por eso nada está suelto, es un tejido equilibrado que armoniza la vida en 

todo su conjunto. Si algo se rompe genera un desequilibrio y, por tanto, se coloca en riesgo 

a la vida El desarrollo significa aprender a caminar con los demás en el marco del respeto 

mutuo, y también implica que la producción y los desarrollos tecnológicos se sustenten 

en el respeto por el planeta, por lo sagrado, por el río, por todos los seres vivos, por los 

primeros habitantes de estas tierras, por nosotros mismos. 

De esta manera, su propuesta es la de fortalecer las alternativas que desde América 

Latina y el Caribe se construyen, rechazando el modelo económico dominante que genera 

la crisis actual y uniendo los esfuerzos hacia un modelo de vida en equilibrio e integrado. 

En este sentido, entre otras ideas se hace énfasis en las siguientes 5 : 

• Los países llamados desarrollados y emergentes deben cambiar sus modelos económicos 

de desarrollo, los patrones de consumo y el sistema de vida; 

• No sólo se debe considerar la reducción del riesgo de los impactos del cambio climático 

sino también la erradicación de la pobreza, la equidad de género, el empleo justo, 

el respeto a la sabiduría tradicional, y la reducción del deterioro de la biodiversidad; 

• Una reducción inmediata de las emisiones de gases de efecto invernadero de los países 

industrializados de 40% respecto de 1990 para 2020, así como el reconocimiento y 

pago de la deuda generada por el consumo excesivo del espacio atmosférico y los efectos 

sobre las poblaciones afectadas; 

• Una Declaración Universal de los Derechos de la Madre Tierra, que en su contenido 

contemple los derechos, deberes y obligaciones fundamentales de los seres humanos 

con la Madre Tierra y el Consejo Global de Defensa de los Derechos de la Madre 

Tierra; 

• Un referéndum mundial de los pueblos sobre el cambio climático; 

• El Tribunal Ético para el cambio climático o Tribunal de Justicia Climática que juzgue 

crímenes climáticos y con capacidad vinculante de juzgar y sancionar a los Estados y 

a las empresas que contaminen y provoquen el cambio climático. 

• Que se transfiera el gasto de las guerras para defensa del Planeta Tierra;


4. Sociedades tradicionales: El enfoque agroecológico 

La agroecología es una ciencia que incluye a diversas disciplinas y que se nutre de la 

experiencia y del saber milenario de sociedades agrícolas tradicionales que la agricultura 

moderna (cosmovisión occidental mercantil) invisibiliza, margina, excluye y desarticula, 

por no encontrarse dentro de sus intereses. Dicha ciencia constituye un nuevo paradigma 

para el desarrollo rural y sostenible de nuestras sociedades. 

De esta manera, y dentro del contexto de una estrategia de desarrollo, la agroecología 

practicada por las sociedades tradicionales es esencial para optar por sistemas equitativos, 

sostenibles y productivos, y su enfoque integra y permite operar en las tres dimensiones 

básicas de sostenibilidad que propone Robert Goodland 6 : 

• La producción simple o de subsistencia, base de la práctica agrícola y cultural tradicional, 

es una actividad que no deteriora el ambiente natural, ya que los actores se 

sienten sujetos y parte de la naturaleza. La agroecología tradicional incorpora en su 

economía al factor ecológico, que busca el uso y preservación del capital originario: 

la naturaleza. Su ciclo económico productivo no destruye el ciclo ecológico sino que 

lo respeta de manera mágico-ritual; 

• La estrategia agroecológica es holística, pues toma en consideración a la tierra, a la 

organización comunal y a su dinámica en torno a la dimensión local, lo que permite 

la co-evolución de la biodiversidad y lo sociocultural; 

• La agroecología tradicional es aquella forma de producción agrícola de autoconsumo 

que no altera un ecosistema de manera irreversible; se basa en el policultivo disperso 

en una misma área, donde se interrelaciona una serie de actividades agrícolas, tales 

como la siembra de tubérculos y plantas, como el maíz, junto a árboles frutales, cítricos 

y plantas medicinales, que permiten regenerar un ecosistema natural, con una 

rica diversidad de animales. 

La variedad geográfica, ecológica, biológica y genética es el principal rasgo de la producción 

tradicional, porque representa un mecanismo que evita la especialización para 

reducir el riesgo. Además, se mantiene y favorecen dos características ambientales: la heterogeneidad 

y diversidad biológica. 

Por otro lado, se favorece la productividad, medida no sólo por el volumen extraído 

del ecosistema, sino en su variedad de productos y permanencia durante el ciclo anual, 

dos rasgos que son ignorados en la visión económica (productivista, mercantil) y, por último, 

destacar el uso mínimo o nulo de insumos externos que evitan la contaminación y 

favorece la autosuficiencia. 

5. Conclusiones finales e Interculturalidad 

En cuanto al concepto “amplio” de biodiversidad que se propone desde las sociedades 

tradicionales, no sólo engloba a flora y fauna, es decir, a animales y plantas. Este concepto 

planteado tiene como base fundamental el reconocimiento de la diversidad humana, la 

aceptación de que somos diferentes y que cada pueblo y cada persona tienen la libertad 

239

240 


aceptación de que somos diferentes y que cada pueblo y cada persona tienen la libertad 

para pensar y para ser. Estamos hablando de culturas, sistemas productivos, relaciones 

humanas y económicas, formas de gobierno, etc. En esencia, cuando se habla de biodiversidad 

desde la cosmogonía de las sociedades tradicionales estamos hablando de libertad. 

Es de esta manera que dentro del concepto de biodiversidad caben las diferentes especies 

de animales y plantas, pero también todos y cada uno de los seres humanos que habitamos 

la Tierra con nuestras diversas culturas, cosmovisiones, formas de vida, modelos de desarrollo, 

etc., que sumados nos aportarán riqueza cultural y, especialmente en la cuestión 

que nos ocupa en este artículo, soluciones a nuestra grave crisis medioambiental. Y en eso 

consiste la interculturalidad, en la suma de muchas ventanas que las diferentes culturas del 

mundo tenemos para ver la realidad. Porque tenemos que ser conscientes de que nuestra 

visión del mundo es limitada y necesitamos que ésta sea contrastada y complementada 

con las otras que existen y que han existido durante miles de años. 

Porque, y volviendo al tema de este artículo, solamente será así, construyendo desde 

la interculturalidad y aprovechando ese acervo de todas las culturas que durante siglos 

quedaron invisibilizadas, como se podrá alcanzar el derecho real a un medio ambiente 

adecuado, implicando la supremacía de los derechos de las personas, las comunidades y 

la madre tierra por encima de los intereses meramente comerciales que esclavizan nuestra 

cosmovisión occidental actual y que nos llevan a la irremediable desaparición de nuestra 

especie. 

BIBLIOGRAFÍA 

Altieri, M. (1999): Agroecología: Bases científicas para una agricultura sustentable. Montevideo: 

Nordan Comunidad. 

Atlas Medioambiental de Le Monde diplomatique (Edición española). Madrid: Ediciones 

Cybermonde, 2008. 

Bondia, D. y Muñoz, M.R. (Coordinadores) (2009): Víctimas invisibles, conflicto armado 

y resistencia civil en Colombia. Barcelona: Huygens Editorial. 

Declaración IV conferencia de Vía Campesina, Bangalore, India, octubre de 2000. 

Declaración del Consejo Regional Indígena del Cauca (CRIC) durante la Conferencia 

Mundial de los Pueblos frente al Cambio Climático (19-22 de abril, Cochabamba, Bolivia). 

Jiménez Luque, T. (2009): Medio ambiente, cambio climático y conflictos internacionales: 

la cuestión del agua. Palma de Mallorca: Inrevés edicions. 

Samaniego, J.L. (2009): Cambio climático y desarrollo en América Latina y el Caribe: un 

reseña. Publicaciones de las Naciones Unidas. 

WEBGRAFÍA Y AUDIVISUALES 

Fornet-Betancourt, R. Lo intercultural: el problema de su definición, disponible en: 

http://www.aulaintercultural.org . [consulta: 21 de febrero de 2011]. 

Población afrodescendiente de América Latina (PNUD), disponible en: http://www. 

afrodescendientes-undp.org. [consulta: 21 de febrero de 2011]. 

Semanario medioambiental Tierramérica de América Latina, disponible en: http:// 

www.tierramerica.net . [consulta: 21 de febrero de 2011]. 

Taller multimedia enfocado a hacer visibles los valores y riqueza de los afrodescendientes 

en América Latina (Somos afro), disponible en: http://training.dw-world.de/ausbil-


dung/blogs/afro/. [consulta: 21 de febrero de 2011]. 

Vía Campesina, disponible en: http://viacampesina.org/sp/ . [consulta: 21 de febrero 

de 2011]. 

NOTAS 

1 Según los estudios del profesor Norman Myers de la Universidad de Oxford, en 2050 el planeta podría 

llegar a tener cerca de 200 millones de refugiados climáticos: “Environmental refugees: a crisis in the making”. 

2 Instituto Internacional para el Desarrollo Sostenible, disponible en: www.iisd.ca. 

3 Se estima que si continúa la expansión de los biocombustibles según está planeada, sesenta millones de 

indígenas de todo el mundo están amenazados con perder su tierra y sus medios de subsistencia. 

4 De esta manera, el carbono almacenado en estos bosques generará “créditos” que los países “desarrollados” 

podrán comprar para compensar sus emisiones de carbono. Este mecanismo, ha suscitado la preocupación 

de muchas comunidades indígenas y afrodescendientes porque se otorgaría un valor económico 

enorme a sus bosques y podría ser la chispa para que se apropiaran de sus tierras. 

5 Resumen de las propuestas de las comunidades indígenas de América Latina basada en la Declaración 

del Consejo Regional Indígena del Cauca – CRIC durante la Conferencia Mundial de los Pueblos frente al 

Cambio Climático (19-22 de abril, Cochabamba, Bolivia). 

6 Ecologista y científico medioambiental. 

241

PERUVIAN ANDEAN-AMAZONIAN 1 INDIGENOUS PEOPLES AND THE CU- 

RRENT CLIMATE CHANGE CHALLENGE 

Summary 

TIRSO A. GONZALES VEGA 

This article provides a brief historical background and overview of key issues (food security, 

biodiversity and Indigenous Peoples, IPs) that underlie the climate change situation 

in the Peruvian Andes. Next, I outline a conceptual framework on the issues in question 

and then I summarize the Andean Project for Peasant Technologies (PRATEC 2 ) and their 

over twenty year of groundbreaking experience in accompanying a number of Peruvian 

Andean-Amazonian indigenous communities. I conclude by calling the attention of local, 

national and international stakeholders regarding PRATEC’s unique solid proposal for a 

new generation of culturally sensitive projects by, for, and with Andean IPs on food security, 

biodiversity conservation and climate change 

1. From a Top-Down Exclusive, Euro-American-Centered Paradigm of Development 

to an Inclusive, Inter-cultural Approach to Agriculture, Biodiversity, Climate 

Change and Development 

How can the perspectives of Indigenous Peoples be included in, and/or complement 

the assessments and proposed national and international strategies concerning food security 

and biodiversity conservation, in the context of the on-going climate change? Current 

and previous national and international strategies concerning these areas have failed to include 

the perspectives of Indigenous Peoples communities within both their assessments 

and proposed solutions to address these challenges. Indigenous Peoples should be strategic 

and crucial partners in the development and implementation of regional and national 

strategies on the aforementioned issues. 

For the Latin American region the recent decisions made by Canada, New Zealand, 

Australia and the USA to support the 2007 UN Declaration on the Rights of Indigenous 

Peoples, other key United Nations covenants and the Latin American states’ slow 

transition from a politics of exclusion to one of inclusion creates challenges for major key 

stakeholders: Latin American Nation-States, Latin American Indigenous Peoples, international 

and national non-governmental organizations, as well as multilateral and international 

development organizations (Chase 2003). The Latin American region is slowly 

moving from exclusive Euro-American centered paradigms to those that are inter-cultural 

and promote conservation and development. 

Latin America’s indigenous lands host two major centers of origin of genetic diversity 

and native crops, key biodiversity hot spots, as well as various secondary centers. 

Indigenous Peoples are key contributors to food output worldwide. This biodiversity has 

co-evolved very closely with the local indigenous cultures, their spirituality and respective 

systems of knowledge. According to conservative estimates, the core of the world’s 

indigenous population consists of some 370 million individuals. The total Latin American 

indigenous population represents 55 million people, comprising more than 700 native

244 


languages and ethnic groups, each one with their own modes of production, unique ways 

of knowing (epistemology), ways of being (ontology) and ways of being related to the 

world (worldview). If a new census were implemented in Latin America, the indigenous 

population would be at least twice the current estimate. The indigenous “peasant” populations 

in the Central Andes (Peru, Bolivia, Ecuador) is more than 15 million. Most peasants 

3 are Indigenous Peoples (Sain and Calvo 2009, IAASTD 2009a, Deruyttere 1997, 

Hall and Patrinos 2005). 

Indigenous Peoples are major supporters, past and present, of food security, climate 

change and biodiversity strategies. They are under siege and encroachment due to interlocking 

forces of climate change, development and the nation-state. The UN Food and 

Agriculture Organization’s definition of agriculture encompasses hunting, gathering, fishing 

and farming. Indigenous agri-cultures and biodiversity are intimately intertwined in 

spite of historical and current corporate and nation-state encroachment of their lands, the 

threat of modern unsustainable monocrop agriculture and genetically modified crops. Today, 

bio-cultural landscapes and agricultural diversity are the result of Indigenous Peoples’ 

ancient ingenuity, knowledge/”saberes” 4 and place-based agri-cultures 5 . The interrelations 

that this worldview sustains take place within each rural community. Their agricultural 

systems are largely informed by a world-view based on place, balance, interdependence, 

nurturance, reciprocity and respect. 

Climate change, is currently challenging 3 billion indigenous and non-indigenous 

small-scale food producers (farmers, hunters, gatherers, pastoralists, fishermen) worldwide 

(including their families). Indigenous ecological knowledge is what has made it possible 

for indigenous farmers to contribute significantly to food output. Today, “peasants 

feed at least 70% of the world’s population” (ETC Group 2009:1). In the case of Latin 

America, indigenous peasant farmers produce 60% of the total food output (Altieri and 

Koohafkan 2008, Toledo and Barrera-Bassols 2008, The Development Fund 2010). 

The Global Forum on Agricultural Research (GFAR 2010) and the Global Conference 

on Agricultural Research for Development (GCARD 2010) are the two most important 

recent efforts seeking to reposition international agricultural research. However, they have 

failed to incorporate unequivocally in their goals, activities and reports, epistemic inclusiveness/plurality 

on an equal footing regarding two out of the three major systems of agriculture: 

Indigenous/Traditional Agriculture and Agroecology. Both GFAR and GCARD’s 

theme was “agriculture for the poor”. In regards to the “small-scale farmers” they omitted 

the essential corollary of “agricultural research for, with and by the poor”. (Lele et al 2010, 

Pimbert 2009). 

Colonial and neo-colonial development in the “New World” and critical theory have 

poorly understood, and therefore ignored, the significance of both Indigenous Peoples’ 

knowledge and their underlying worldviews. As a result, their unique indigenous agricultural 

systems and their associated indigenous ecological knowledge, technologies and rich 

native seed genetic diversity continue to be under threat. In particular by contemporary 

corporate agriculture, and top-down dominant international agricultural research and 

government policies. Despite the more than 60 years of the erosive environmental and 

cultural effects of the Western, mono-ethnic “Green Revolution”, three billion small farmers 

(most of them with an indigenous background and many of them self-identified as 

indigenous peasant farmers) still practice indigenous farming in differing degrees. From 

a critical and culturally sensitive perspective, it is extremely important to approach the 

small farming sector in the “Third World” from culturally sensitive approaches. This is

Tirso A. Gonzales Vega 

This is illustrated by the case of the Nuclei for Andean-Amazonian Affirmation, NACAs, 

and PRATEC, in Peru. 

Valladolid’s work in the Peruvian Andes reminds us that earth’s history reveals that climate 

change is related to long-term periods of glaciation and deglaciation. Climate change 

is not new to Indigenous Peoples. Their Indigenous Ecological Knowledge hosts multiple 

strategies 6 . For instance, pre-colonial cultures adapted to the long-term climatic cycles in 

the Andes. Regional cultures adapted to and followed the expansion and contraction of 

the snow line during periods of glaciation, when the snow line moved down (cold seasondry-crops 

diminished), Pan-Andean cultures such as Chavin, Pucara-Tiahuanacu-Wari, 

and Inca flourished and when the line of snow moved up (Warmer season-rainy- crops 

climbed up) regional cultures flourished, (e.g. Mochica, Nazca, Chincha, Chancas, Huancas, 

Lupacas) (Valladolid 2010). The most important underlying premise of these Andean 

Indigenous Peoples strategies is that through nurturing life as a whole, within place and 

procuring balance among all living beings, visible and invisible, food is produced by default. 

Regarding food security and climate challenges in the pre-colonial Andes, Grillo 

(1990) suggests that, due to the type of weather in the Andes and despite all the knowledge 

and organizational efforts at that time, it was not possible to count on secure harvests 

every year. Consequently, the Tawantinsuyo Confederation, under the leadership of 

the Keswa/Quechua, created a proposal that argued that the union of ethnic groups in 

a large administrative structure increased the possibility for food self-sufficiency. In order 

to increase local capacity and take advantage of the years of good weather additional 

work would be provided, expanding areas of cultivation and storage within the confines of 

each ethnic group. This maximized surplus capacity and redistribution within Confederate 

territory between those in need. The additional work that each ethnic group brought 

to the multiethnic organization was reciprocated by the security of having enough food 

each year, regardless of the weather conditions that were presented in their own territory 

(Grillo 1990: 62). 

Past and present global and national assessments 7 of climate change mitigation and adaptation 

strategies, biodiversity, agriculture and food security (Global Biodiversity Strategy, 

Millennium Ecosystem Assessment, Intergovernmental Panel on Climate Change Reports 

(IPCC 2007), International Assessment on Science, Knowledge and Technology for 

Agriculture (IAASTD 2009) have often failed to consult and include the perspectives of 

indigenous communities and their organizations. In general, the approach adopted has 

been top-down, heavily scientific and Euro-American centered. These assessments are exclusive 

and suggest an apparent epistemic superiority, one that is associated to “coloniality 

of power” (Quijano 2000), “coloniality of knowledge” (Lander 2000) and Euro-American 

centrism (Battiste and Henderson 2000). 

2. Conceptual framework 

Concepts are embedded within a particular language, culture, paradigm and worldview. 

For instance, development planning, food security, biodiversity conservation, agriculture, 

place, sustainability, nature, knowledge, seed, kinship and environment do not 

have the same meaning in every culture (Pimbert 1994a, Forbes 2001, Pilgrim and Pretty 

2010, Gonzales and Gonzalez 2010). 

Three major associated explanatory concepts are relevant for this research. First, Eurocentrism 

theoretically, ‘postulates the superiority of Europeans over non-Europeans’ (Bat- 

245

246 


tiste and Henderson 2000). Second, “coloniality of power”, which is considered as an economic 

exploitation and race classification (Quijano 2000). Third, “coloniality of knowledge” 

constitutes knowledge and truth as generated by science (Lander 2000). These 

concepts allow us to deconstruct and analyze current national and international assessments 

on climate change, food security, biodiversity etc. They also facilitate the deconstruction 

of the colonial past and present, their associated cognitive system, development 

paradigms and worldviews, as well as their dominant presence today in Latin American 

society, politics, culture and related institutions; in particular, at the nation-state level. 

“Within the past four decades, as the international community codified its norms regarding 

human and civil rights, Latin American states began moving away from their politics 

of exclusion regarding indigenous peoples, and, in varying degrees, towards a new politics 

of inclusion” (Chase 2003: 46) (Stavenhagen 2002, 1990; Iturralde and Krotz 1996). 

For the last 60 years, international development and Latin American rural and agricultural 

development agencies have worked with concepts and paradigms that have been 

unsustainable and foreign to indigenous peoples’ ‘agri-cultures’ (IAASTD 2009, Escobar 

1995, Gonzales et al 2010). This has precluded intercultural dialogue between Western 

scientific knowledge and Indigenous knowledge systems and the recognition of the potential 

of Indigenous Peoples’ worldviews and systems. It has also precluded the relevance 

of community-based mechanisms and cultural practices, based on traditional knowledge, 

from fostering the revitalization of food security, and biodiversity conservation. In order 

to overcome such a situation, it is extremely important to understand that when dealing 

with Indigenous Peoples, key issues such as food security, climate change and biodiversity 

conservation have to be approached from the indigenous perspective. From the perspective 

of the Andean Indigenous Worldview of Ever, culture and nature are not separate. This 

is a fundamental distinction from the dominant, Western Worldview (Pretty and Pilgrim 

2010, Forbes 2001, Ishizawa 2009). Andean life revolves around agriculture. The Andean 

indigenous proxy for development is synthesized in the complexity of the term Sumaq 

Kawsay 8 , in Quechua, and Suma Jakaña or Qamaña in Aymara (good living) (Tauli-Corpuz 

et al 2010:118-149; Walsh 2010). (see figure). 

Through dialogue/conversation, Andean indigenous peasants have developed sophisticated 

responses to the variety of beings inhabiting a particular agricultural place or chacra, 

the small field crop at the centre of everyday practices and rituality. The chacra is 

harbored within pacha, the bio-cultural landscape that Andean indigenous peoples have 

become intimate with, the landscape that they have come to know in all its expressions 

over time. Through ritual, the Andean worldview purports to sustain the creation and 

recreation of diversity in all of its expressions and practices. The contemporary concept of 

sustainability is intrinsic to this millenary worldview; the Andean cosmovision is devoted 

to the procurement of balance and harmony among all living beings demonstrated both 

in daily and ritual practices. This unique approach to life has rarely been understood by 

the colonizer mentality and its dominant Euro-American centered view of the world that 

has dominated for the last 500 years, thus marginalizing and threatening the Andean way 

of life (Chuyma 2006; Huizer 2000; Van Kessel and Condori 1992; Valladolid and Apffel- 

Marglin 1991). 

3. Towards the next generation of Indigenous, community-based generated projects: 

NACAs and PRATEC proposal for the Andes


Source: Valladolid 1992, Gonzales and Gonzalez 2010, IAASTD 2009a 

For seventy years, mainstream agricultural development projects have failed when dealing 

with Indigenous communities. Today, we are witnessing emerging alternative eco-centered, 

sustainable, intercultural, interdisciplinary models/paradigms. Among others (e.g. 

Agroecología Universidad Cochabamba, AGRUCO and Asociación Andes, Cusco-Perú), 

the case of NACAs, and PRATEC in Peru situates itself at the cutting-edge of emerging 

indigenous, culture-based paradigms for indigenous research and development (Tauli- 

Corpuz et al 2010, Haverkort and Reijntjes 2006, Ishizawa 2009). This contrasts with the 

mainstream mono-cultural Euro-American approach (Escobar 1995, Noorgard 1994). 

The Peruvian Andes are among the most vulnerable regions to climate change (IPCC 

2007). In Peru, the Indigenous population is over 9 million. As of July 2001, there were 

5,827 Comunidades Campesinas, CCs, (Peasant Communities) 9 . Today, however, CCs own 

only 10 per cent of the total agricultural land, despite peasant communities comprising 90 

per cent of the agricultural and pastoral units in the Peruvian Andean territory and producing 

between 45 and 60 percent of the country’s total food output. (Maffi and Woodley 

247

248 


2010) 

The main characteristic of the Peruvian Andes is their ecological diversity. Of the 

planet’s 103 life-zones Peru contains 82 or 80 percent of the eco-climate zones that exist 

on the planet (Valladolid 1998). Such complexity and uncertainty is matched by the Andean 

worldview, which informs and enhances Andean indigenous farmers’ ingenuity and 

sophisticated decision-making process involved in the management of their bio-cultural 

landscape. The challenges posed by this environment are met by these Indigenous Peoples 

communities with a repertoire of knowledge that allow them to ‘converse’ with any kind 

of climate in such a way that agricultural produce is always generated (Valladolid l994). 

This unique complexity has not been considered yet, in full, by international development 

agencies and the Latin American Andean State. 

4. Emerging “invisible” and culturally-sentive alternative approaches to Indigenous 

Peoples endogenous development: NACAs and PRATEC’s proposal 

NACAs and PRATEC’s proposal takes up the challenge by focusing on Andean community-based 

mechanisms, traditional knowledge and cultural practices that contribute to 

the conservation of biodiversity and food security as the foundation and engine for Andean-Amazonian 

cultural affirmation and the affirmation of life as a whole. This foundation 

is rooted in the Andean Cosmovision of Ever. This is precisely what is already informing 

the next generation of groundbreaking culturally sensitive projects with external players 

(e.g. international development agencies, nation-state, and multilateral organizations). 

The outcomes of NACAs-PRATEC’s accompaniment of Andean-Amazonian communities 

are already contributing to a fundamental reconsideration of mainstream rural development, 

biodiversity conservation and food security strategies in the context of climate 

change. They also recognize the centrality and soundness of the Andean indigenous community. 

For the last 20 years, NACAs and PRATEC have worked patiently and diligently 

in order advocate how respectful dialogue between different knowledge systems and “saberes” 

require moving beyond false epistemic superiorities, Euro-American centrism, the 

six imperial languages and their Western epistemology 10 , as well as acknowledging other 

epistemologies, such as those of the Andean-Amazonian Indigenous Peoples. 

The perspectives of Indigenous communities in their assessments and proposed solutions 

to address climate change, food security and biodiversity conservation challenges 

are grounded in (i) their own diagnoses of the issues involved in the regeneration of biodiversity 

and food security, (ii) livelihood strategies based on their traditional knowledge 

and practices and (iii) their own understanding of community governance and modalities 

of consultation for consensual decision making. NACAs and PRATEC have gathered 

and systematized crucial information that has generated in-depth, ground-based data. 

Through this data it is possible to build strategies for including indigenous communities 

as key global partners in the discourse of mitigation and/or adaption to climate change 

and to assure food security and the sustainability of global biodiversity. (Ishizawa et al 

2010, Ishizawa 2009). 

NACAs and PRATEC’s goal is to strengthen the Andean-Amazonian cosmovision, 

the nurturer of bio-cultural diversity. This takes shape in four ways: (1) by strengthening 

the nurturance of the local pacha (chacras/crop fields, mountains, and natural pastures) 

through community work (Ayni, Minga, Choba Choba); (2) by strengthening the 

nurturance of the Ayllu’s organically through traditional governance (traditional authori-


authorities); and, (3) through the recovery of respect and love for deities and nature, 

through the strengthening of the nurturance of rituals and festivities. Lastly, by strengthening 

regional spaces (seed’s paths), where seed diversity and saberes regenerate through 

visits among indigenous peasants at the local, regional and national levels. In the Andes, 

without the strengthening of respect and affection for the diversity of Kawsay Mama 

(Mother-Seed) there will not be Sumaq Kawsay (good living in community) (Valladolid 

2010:20). 

Movements of cultural affirmation such as PRATEC and NACAs are also an affirmative 

form of deprofessionalized intellectual labour and the firm assertion of the existence of 

other worldviews and paradigms which do not conform the Western dominant worldview 

and related paradigms. PRATEC and NACA’s movement of cultural affirmation is one concerned 

with the affirmation of life as a whole to nurture a culturally diverse world through 

the recovery and revitalization of the agricultural/cattle raising and cultural practices of 

Andean-Amazonian IPs. It is aligned with the interests of Indigenous communities in a 

process of acompañamiento, walking side by side with, and facilitating the collection and 

systematization of, indigenous epistemologies. These epistemologies are grounded in a 

deep sense of pacha, place, time that is, the world, but also pacha mama, the portion of the 

world visible on the surface of the earth (Ishizawa 2009, PRATEC 2001, Valladolid 2001). 

REFERENCES 

Altieri, M. and Koohafkan, P. (2008): ‘Enduring Farms: Climate Change, Smallholders 

and Traditional Farming Communities’, Environment & Development Series 6, Third 

World Network, Geneva. 

Apffel-Marglin, F. and PRATEC (eds), (1998): The Spirit of Regeneration: Andean Culture 

Confronting Western Notions of Development, Zed Books, New York. 

Battiste, M. and Henderson, J. (2000): Protecting Indigenous Knowledge and Heritage. A 

Global Challenge. Purich Publishing Ltd. Saskatoon, Saskatchewan, 

Chase, R. (2003): A Tapestry Woven from the Vicissitudes of History, Place and Daily 

Life. Envisioning the Challenges for Indigenous Peoples of Latin America in the New Millenium. 

Instituto del Bien Comun. Peru. 

Chuyma, A. (2006): ‘Volver a la vida alegre y sabia de nuestros abuelos: Descolonizacion 

y Afirmacion Cultural Andina en el Altiplano-Puno’, Asociacion Chuyma de Apoyo 

Rural ‘Chuyma Aru’, PRATEC, Peru. 

Comunidad Andina. (2008): ‘El Cambio Climatico no tiene fronteras. Impacto del 

Cambio Climatico en la Comunidad Andina’. Secretaria General de la Comunidad Andina. 

Peru. 

Deruyttere, A. (1997): ‘Indigenous Peoples and Sustainable Development: The Role of 

the Inter-American Development Bank’, Report IND97-101, Washington, DC. 

Escobar, A. (1995): ‘Encountering Development. The Making and Unmaking of the 

Third World’. Princeton University Press, Princeton, New Jersey. 

ETC Group. (2009): ‘Who will feed us? Questions for the Food and Climate Crises’. Etc 

group Communiqué. November 2009. Issue #102. 

Forbes, J.D. (2001): “Nature and Culture: Problematic Concepts for Native Americans,” 

In Indigenous Traditions and Ecology. Cambridge: harvard University Press for the Harvard 

Univesiy Centrer for the Study of World Religions. 

249

250 


GCARD. (2010): “Transforming Agricultural Research for Development”: Report for 

GCARD 2010 from the Global Author Team (Uma Lele, Jules Pretty, Eugene Terry, Eduardo 

Trigo). GFAR. Report for the Global Conference on Agricultural Research for Development 

(GCARD), 28th-31st March 2010. 

GFAR. (2010): The Global Forum on Agricultural Research. [en linea] (2010) http:// 

www.egfar.org/egfar/website/gcard [consulta 11 de febrero de 2011] 

Gonzales, T., Machaca, M., Chambi, N., Gomel, Z. (2010) “Latin American Andean 

Indigenous Agriculturalists Challenge the Current Trans-national System of Science, 

Knowledge and Technology for Agriculture: From Exclusion to Inclusion.” Tebtebba 

Foundation and UNPFII (eds): Indigenous Peoples Self-determined Development. Valley 

Printing Specialist, El Baguio, Philippines. 

Gonzales, T. and Conzalez, M. (2010): “From Colonial Encounter to Decolonizing Encounters. 

Culture and Nature seen from the Andean Cosmovision of Ever: the Nurturance 

of Life as Whole”, Jules Pretty and Sarah Pilgrim (eds): How Biodiversity and Culture 

Intersect? England. Earthscan. 

Grillo, E. (1990). “Cultura y Agricultura Andina”, in AGRUCO and PRATEC (eds): 

Agroecologia y Saber Andino, PRATEC, Lima. 

Hall, G. and Patrinos, H. (2005): ‘Indigenous Peoples, Poverty and Human Development 

in Latin America:1994-2004’, World Bank, Washington. 

Haverkort, B. and Reijntjes, C. (eds) (2006): ‘Moving Worldviews. Reshaping sciences, 

policies and practices for endogenous sustainable development’. Compas series on Worldviews 

and sciences 4. Leusden. 

Huizer, G. (2000): “People’s spirit of resistance in Latin America”, in B. Haverkort and 

W. Hiemstra (eds): Food for Thought: Ancient Visions and New Experiments, COMPAS, 

Oxford. 

IAASTD (2009) ‘Agriculture at a Crossroads. International Assessment of Agricultural 

Science and Technology for Development (IAASTD)’. Global Report. (Eds) Beverly D. 

McIntyre, Hans Herren, Judi Wakhungu, Robert T. Watson. Island Press, Washington, 

DC. 

IAASTD. (2009a): ‘Agriculture at a Crossroads. International Assessment of Agricultural 

Science and Technology for Development (IAASTD)’. Volume III. Latin America 

and the Caribbean, Island Press, Washington, DC. 

IPCC. (2007): ‘Contribution of Working Group II to the Fourth Assessment Report of 

the Intergovernmental Panel on Climate Change’. M.L. Parry, O.F. Canziani, J.P. Palutikof, 

P.J. van der Linden and C.E. Hanson (eds). Cambridge University Press. 

Ishizawa, J., Rengifo, G. y Arnillas, N. (2010): ‘La Crianza del Clima en los Andes Centrales 

del Peru. El papel del FIAC’- Fondos de Iniciativas de Afirmacion Cultural en la 

regeneracion del “Allin Kawsay” o vida buena andina. Lima. PRATEC. 

Ishizawa, J. (2009): “Affirmation of cultural diversity—Learning with the communities 

in the central Andes”. Draft Thematic Paper, What Next Forum. Development Dialogue 

August 2009, What Next Vol 2. 

Iturralde, D. and Krotz, E. (1996): ‘Indigenous Development: Poverty, Democracy 

and Sustainability’. InterAmerican Development Bank. Washington, D.C. December 

1996— No. IND96-102 

Lander, E. (2000): “Eurocentrism and colonialism in Latin American social thought”, 

Nepantla: Views from South, vol 1, no 3, pp519-532 

Lele, U., Pretty, J., Terry, E., Trigo, E. (2010): ‘Transforming Agricultural Research for


\Development’. DRAFT, Global Author Team. The Global Forum for Agricultural Research, 

GFAR. Report for the Global Conference on Agricultural Research for Development, 

GCARD, 28th – 31st March, 2010. 

Maffi, L. and Woodley, E. (2010): Biocultural Diversity Conservation: A global Sourcebook. 

Terralingua. Earthscan. 

Mignolo, W. (2008): “A Conversation with Walter Mignolo” interview by Marina 

Gržinić in De-Coloniality: De-Linking Epistemology from Capital and Pluri-versality Part 1. 

Noorgard, R. (1994): Development Betrayed: The End of Progress and a Coevolutionary 

Revisioning of the Future, Routledge, London and New York 

PACC Peru. (2009): ‘Adapting to Climate Change in the Andes’. The Climate Change 

Adaptation Programme, PACC. 

Pimbert, M. (2009): ‘Towards Food Sov¬ereignty: Reclaiming Autonomous Food Systems’, 

IIED. 

Pimbert, M. (1994a): ‘Editorial’, Etnoecológica, vol 2, no 3, pp3-5 

Pimbert, M. (1994b): ‘The need for another research paradigm’, Seedling, vol 11, pp20- 

32 

PRATEC (1998): ‘La Regeneración de Saberes en los Andes, Proyecto Andino de Tecnologias 

Campesinas’, PRATEC, Peru 

Quijano, A. (2000): “Coloniality of power, eurocentrism and Latin America”, Nepantla: 

Views from the South, vol 1, no 3, pp533-580 

Sain, G. and Calvo, G. (2009): Agri-culturas de América Latina y el Caribe: elementos 

para una contribución al desarrollo sostenible. San José, C.R.: IICA, UNESCO. 

Stavenhagen, R. (2002): ‘The return of the native: the indigenous challenge in Latin 

America’ (Occasional papers). University of London, Institute of Latin American Studies. 

Tauli-Corpuz, V. Enkiwe-Abayao, L. and de Chavez R. (eds) (2010): Towards an Alternative 

Development Paradigm: Indigenous Peoples’ Self-Determined Development. Tebtebba 

Foundation.Valley Printing Specialist, El Baguio, Philippines. 

The Development Fund. (2010): ‘A Viable Food Future’. Part I and II. Norway. 

Toledo, V. and Barrera-Bassols, N. (2008): La Memoria biocultural. La importancia ecologica 

de las sabidurias tradicionales. Icaria Editorial. Barcelona. 

UNEP (2009): ‘Latin America and the Caribbean: Environment Outlook’. GEO LAC 3. 

United Nations Environmental Programme. 

UNEP (2007): ‘Global Environmental Outlook’. GEO 4. Environment for Development. 

United Nations Environment Programme. 

UNEP (2006): ‘Millennium Ecosystem Assessment’. United Nations Environment Programme. 

UNEP (2003): Andean Environmental Outlook. UNEP ROLAC/CAN/CIUP. 

UNEP (2000): “The State of the Environment. Latin America and the Caribbean.” 

Chapter Two. Global Environmental Outlook. GEO-2000. 

Valladolid, J. (2010): “Climate Change and Andean Peasant Agriculture”. Indigenous 

Partnership for Agrobiodiversity and Food Sovereignty. Scoping Report. Pisaq, Cusco, 

Peru 3-5 May, 2010. 

Valladolid, J. and Apffel-Marglin, F. (2001): ‘Andean cosmovision and the nurturing 

of biodiversity in the peasant Chacra’, in J. Grim (ed) Indigenous Traditions and Ecology: 

The Interbeing of Cosmology and Community, Harvard University Press, Cambridge, Massachusetts. 

Valladolid, J. (1994): “Agricultura Campesina Andina: Crianza de la diversidad de la 

251

252 


vida en la chacra.” In Crianza Andina de la Chacra. Lima: PRATEC. 

Van Kessel, J. and Condori, D. (1992): Criar la Vida: Trabajo y Tecnología en el Mundo 

Andino. Santiago, Chile: Vivarium. 

Walsh, C. (2010): “Development as Buen Vivir: Institutional arrangements and (de) 

colonial entanglements.” Development, 2010, 53(1), (15-20) 

NOTES 

1 Most western(ized) scholarly and non-scholarly work views the Andes longitudinally. From an Andean 

indigenous perspective, the “Andean biocultural order is shared amongst Quechua, Aymara and other sixty 

one indigenous nationalities. It marks a pathway which traverses the coastal region, the Andean highland 

region, and the Amazonian region. The Quechua order implies that every living being lies along this transversal 

pathway, cyclically regenerating all life, in response to all beings”. (Gonzales and Gonzalez 2010:87) 

The Tawantinsuyo Confederation articulated the vast Andean territory through the Qhapaq Ñan a road 

system that connected the Andes from North to South and from West to East. 

2 PRATEC is a Peruvian NGO established in 1986 in Urubamba, Cusco. It works with 22 Nuclei for Andean-Amazonian 

Cultural Affirmation, NACA. Their activity is carried out in 53 districts, which included 

154 communities in 12 regions of Peru. Further information about PRATEC: http://www.pratecnet.org/ 

3 This concept, campesino, is a translation of the concept “peasant” or “peasantry” and its translation 

is a superimposition which renders under erasure a distinct and different historical actor. This inadequate 

translation is one register of the coloniality of knowledge practices diffused throughout the region since the 

colonial encounter. More importantly, it dislocates the primary labour of indigenous communities organized 

in accord with an understanding of the ecological landscape of these territories, while it obviates the 

integrating knowledge practices of indigenous spirituality as they emerge from a worldview, or cosmovision--- 

as they emerge from an intimate knowledge of a natural order. 

4 The notion of Saberes are something different than Western scientific knowledge. “The Andean peasant’s 

learning is not the result of a separation between subject and object. In the Andean world, los saberes 

(knowing) is a result of the here and now, of living in conversation with and between everyone and everything. 

(Gonzales and Gonzalez 2010:92) 

5 “Eighty-five percent of the world’s food is grown and consumed – if not within the ‘100 mile diet’ – 

within national borders and/or the same eco-regional zone. Most of this food is grown from peasant-bred 

seed without the industrial chain’s synthetic fertilizers. Peasants breed and nurture 40 livestock species and 

almost 8000 breeds. Peasants also breed 5000 domesticated crops and have donated more than 1.9 million 

plant varieties to the world’s gene banks. Peasant fishers harvest and protect more than 15,000 freshwater 

species. The work of peasants and pastoralists maintaining soil fertility is 18 times more valuable than the 

synthetic fertilizers provided by the seven largest corporations.” (ETC Group 2009:1) 

6 Indigenous Ecological Knowledge, IEK, is part and parcel of the intricate cultural and spiritual warp 

present in every indigenous community. IEK can not be fragmented nor isolated. 

7 For example national and international assessments such as, UNEP 2009, 2007, 2006, 2003; Comunidad 

Andina 2008, Pimbert 1994b, GCARD 2010, Lele et al 2010, PACC 2009, IAASTD 2009, 2009a. 

8 Sumaq Kawsay unfolds within place, the local pacha (local bio-cultural and ritual landscape; macrocosm 

at the microcosm level). At the core of the Andean cosmovision is the nurturing of life as a whole. 

Such nurturance takes place within the local pacha and comprises a natural collectivity of equivalent beings: 

runas (humans), sallqa (nature) and apus/huacas (deities). Humans, nature and deities make up Ayllu, a 

kinship group. It is not restricted to human lineage/blood kinship, but includes each member of the local 

pacha. Learning how to nurture and letting oneself be nurtured with respect, empathy, reciprocity and joy 

are primordial principles and practices in the Andes. 

9 Out of the 5,827 CCs, 4,224 had their property land titles registered at the Public Registrar and claimed 

ownership of land, covering a geographic area of more than 18 million hectares. (Gonzales and Gonzalez 

2010:86). 

10 Greek, Latin and the six modern European and imperial languages constitute the linguistic base of 

Western epistemology (Mignolo 2008). This linguistic base constrains the “other invisible” indigenous epistemologies.

GUERREROS CONTRA EL CAMBIO CLIMÁTICO: ENTRE LA FRUSTACIÓN Y 

LA ESPERANZA 

Resumen 

JOSEBA I. ARREGI 

Hodei-ri urrunean ere mundu seguru bat izan dezazun, natura zaindu, maitatu 

eta babestu egin behar duzula gogoratuz 

Desde el comienzo de su actividad internacional como un actor internacional emergente y 

relevante los Pueblos Indígenas (PIs) han mantenido la lucha contra la amenaza del cambio 

climático en el centro neurálgico de su agenda política hasta el punto de que su especial 

relación con la naturaleza constituye un indicador étnico que les diferencia del resto de 

pueblos del planeta. La paradiplomacia indígena ha conseguido impulsar una nueva visión 

internacional de los PIs y su relación con la Naturaleza. Esta nueva visión, presente en importantes 

documentos internacionales, reconoce la importancia de reconocer los derechos 

sobre la tierra y el territorio de los PIs como punto de partida para cualquier iniciativa compartida 

de Desarrollo Sostenible y de lucha contra el cambio climático que amenaza la pervivencia 

de los Pis y el planeta. Cualquier iniciativa a favor en contra del cambio climático 

debe contemplar la rica y compleja relación entre el este recurso natural y los PIs. 


Para los Pueblos Indígenas (de aquí en adelante PIs) la defensa de su singular relación 

con la naturaleza, su territorio y los ecosistemas con los que comparten su existencia 

constituye un pilar básico y sagrado de sus culturas (Daes, 1997) y es objeto de especial 

protección dentro de su agenda de reivindicación de derechos indígenas a nivel mundial 

(Anaya, 1996). Es más, desde los albores de dicho movimiento en 1974, la defensa de una 

visión indígena, alternativa al ecocentrismo y antropocentrismo dominantes, ha sido una 

constante de su quehacer político internacional (Arregi, 2010). 

Durante su prolongado activismo político, en multitud de discursos y declaraciones los 

indígenas han hecho patente su honda preocupación ante la destrucción de la naturaleza 1 

, tanto a nivel local como global, avisando de las consecuencias de alterar el equilibrio 

ecológico del planeta y poner en peligro las condiciones que hacen posible la vida en el 

planeta en pie. Este discurso, que durante la década de los 80 fue considerado apocalíptico, 

ridiculizado y rechazado por el status quo, fue paulatinamente confirmado por la investigación 

científica y las instituciones internacionales en la década de los 90 y posteriormente. 

Tanto el informe Brudtland como la posterior cumbre de Río de 1992, reconocieron 

la gravedad de una amenaza comparable con la entonces recientemente superada 

amenaza nuclear de la Guerra Fría. Este peligro global, anunciado por los pueblos indígenas, 

ha sido definido por la comunidad científica internacional como cambio climático y 

sus consecuencias amenazan tanto la pervivencia del planeta como la supervivencia de los 

miles de pueblos indígenas. 

Así pues, está claro que los PIs sufren a escala global los efectos devastadores del cam

254 


bio climático 2 . Por ejemplo, en las islas del Pacífico, en Kirabati y Tubalu, la subida de 

las aguas amenaza con sumergir sus territorios y expulsar a sus poblaciones a otras tierras, 

con todos los problemas de reasentamiento que ello conlleva. Además, los atolones 

de coral, fundamentalesel mantenimiento de los ecosistemas y culturas indígenas de esta 

zona del mundo, sufren un gran deterioro, impactando negativamente en los bancos de 

pesca, que constituyen una de las fuentes principales de la dieta indígena en esta parte del 

mundo (IPCC, 2008). 

Mientras tanto los PIs de Alaska, Groelandia y el Ártico sufren las consecuencias del 

deshielo, que genera bruscos e inesperados cambios de clima, difíciles de predecir, que invalidan 

el conocimiento tradicional y que afectan tanto a la fauna como a la supervivencia 

cultural indígena en esta gran región Ártica (Ibid.). 

En Asia, resulta preocupante la reducción de lluvias que afectan al mantenimiento de 

los frágiles ecosistemas húmedos de este continente y ponen en peligro los recursos tradicionales 

utilizados por los PIs. Asimismo, esta falta de lluvia afecta a los cosechas y aumenta 

el peligro de incendios. Por otro lado, el aumento de los niveles del mar ocasiona 

una invasión de las zonas de costa y los ríos con el consiguiente peligro de salinización 

y reducción del agua potable disponible. Esta escasez de agua potable a nivel continental 

se ve incrementada por la desaparición de los glaciares del Himalaya que impactan en la 

compleja red fluvial que surca el continente asiático (IPCC, 2009). 

En África, los efectos del cambio climático ponen en peligro los ganados de vacas y 

cabras de los que dependen las distintas culturas nómadas. Además, el avance del desierto 

y la creciente escasez de agua potable amenazan con hacer aún más difíciles las condiciones 

de supervivencia de pueblos que como los Shan habitan en el desierto sudafricano 

(IPACC, 2009). 

Los PIs de América, principalmente los que habitan en los grandes bosques, tampoco 

son una excepción. El cambio climático tiene como efecto la escasez de nieve y la disminución 

de lluvia que termina por afectar a la calidad de agua potable existente. La nueva 

climatología va a tener un impacto directo en la salud, cubierta forestal, vida salvaje, derechos 

tribales sobre el agua de los PIs de las Américas. Además, son cada vez más frecuentes 

las tormentas violentas, las ventiscas, las inundaciones, los cortes eléctricos, los 

problemas de transporte y cortes de energía que afectan gravemente a las comunidades 

indígenas. El aumento de temperaturas también se refleja en un avance de la desertización 

y en una desaparición de variedades tradicionales utilizadas en la medicina indígena y los 

alimentos que complementan la dieta indígena (Gamble, 2010) . 

Junto con todas estas consecuencias climatológicas, los PIs observan con impotencia 

cómo sus territorios son invadidos por proyectos internacionales de desarrollo, que explotan 

intensivamente sus territorios con el objeto de hacer frente a una demanda mundial 

creciente. Todo ello en el marco de planes estatales que consideran los recursos de sus territorios 

como materia prima vital para impulsar el desarrollo nacional (Arregi, 2010) y de 

sus planes de lucha contra el cambio climático que ignoran sus intereses. 

2. Pueblos Indígenas y Reconocimiento Internacional 

La acción política internacional indígena en las áreas de los Derechos Humanos y de 

la Ecología ha posibilitado un reconocimiento internacional de la importancia de las culturas 

indígenas (Anaya, 1996) y su contribución al mantenimiento de la diversidad cultural 

y biológica del planeta (Daes, 1997). Esta visión queda plasmada en la Declaración de


Rio de 1992, en Agenda 21 3 , en el Convenio de Biodiversidad de 1993 4 y en los mecanismos 

posteriores de vinculados al Desarrollo Sostenible. Estos importantes referentes internacionales 

han sido complementados con una visión alternativa indígena plasmada 

en las siguientes declaraciones: the Charter of the International Alliance of Indigenous and 

Tribal Peoples of the Tropical Forests; the Mataatua Declaration; the Santa Cruz Declaration 

on Intellectual Property; the Leticia Declaration of Indigenous Peoples and Other Forest Dependent 

Peoples on the Sustainable Use and Management of All Types of Forests; the Charter 

of Indigenous Peoples of the Arctic and the Far East Siberia; the Bali Indigenous Peoples 

Political Declaration; and, the Declaration of the Indigenous Peoples of Eastern Africa in 

the Regional WSSD Preparatory Meeting. También la Declaración de Kimberly, Indigenous 

Peoples´ Plan of Implementation on Sustainable, o la más reciente Declaración de Munbai 

o las directrices Akwé: Kon. Todos ellos son documentos de referencia para aprehender la 

propuesta indígena sobre medioambiente. 

Los documentos anteriormente mencionados constituyen el marco internacional dentro 

del cual se desarrollan las iniciativas indígenas de lucha contra el cambio climático 

que tienen como eje central la defensa de los derechos de los pueblos indígenas sobre sus 

tierras y territorios. A todos ellos hay que ligar la Declaración Internacional de Derechos 

de los Pueblos Indígenas de 2007 (de aquí en adelante Declaración). Estos documentos 

han conseguido vincular el futuro del medio ambiente global con la salud de los ecosistemas 

locales indígenas, que deben ser administrados mediante proyectos que reconocen 

los derechos y participación indígenas, todo ello en el marco de un renovado diálogo 

intercultural que pretende combinar tradición y modernidad y donde el derecho de autodeterminación 

constituye su pieza fundamental (Arregi, 2010). Los documentos resultan 

fundamentales para entender la postura indígena y su petición de reconocimiento como 

protectores y gobernantes de los bosques, que usan para cubrir sus necesidades vitales y 

asegurar su pervivencia política y cultural como pueblos singulares, así como para reivindicar 

todos los derechos que de aquí se derivan (Galdu, 2007). 

A pesar de todo, las reivindicaciones indígenas no han tenido el eco deseado en la 

postura de los gobiernos que negocian los grandes marcos internacionales. Así pues, el 

Convenio Marco sobre Cambio Climático limita la participación de actores no gubernamentales 

y, en consecuencia, los indígenas pueden asistir en calidad de asociaciones, pero 

no como PIs con plenos derechos. Esta postura obstruccionista choca frontalmente con 

los numerosos reconocimientos internacionales anteriormente citados que identifican a 

los PIs como “grupos principales” (major groups) en las estrategias de defensa de la diversidad 

biológica y cultural, de impulso del desarrollo sostenible y de combate contra el 

cambio climático. 

3. Cambio Climático, Pueblos Indígenas y Bosques 

Los bosques ilustran como ningún otro ecosistema este carácter poliédrico de elemento 

vital para la supervivencia del planeta, para la viabilidad futura de PIs y para el desarrollo 

de los estados. El 80% de la biodiversidad del planeta se encuentra en bosques que están 

en territorio indígena (Sobrevila, 2008). Estos bosques resultan fundamentales tanto para 

la supervivencia y viabilidad futura de los pueblos indígenas como para el desarrollo de 

estrategias de lucha contra el cambio climático a nivel mundial. Hasta ahora, los intentos 

por participar en temáticas que, como los bosques o el cambio climático afectan gravemente 

a sus intereses, han resultado baldíos y han sido reiteradamente bloqueados por los 

255

256 


estados que siguen controlando el desarrollo de instrumentos tales como la Convención 

Marco de la ONU sobre el cambio climático (de aquí en adelante Convención) y el Panel 

Intergubernamental sobre los Bosques (Arregi, 2010). En ambos casos la visión estatocentrista 

considera que la soberanía sobre los recursos es total y no puede ser compartida. 

Esta visión choca frontalmente con la visión indígena y su reivindicación de derechos 

sobre el territorio, sobre todo con el derecho de autodeterminación indígena, que vincula 

territorio, participación y consentimiento previo constituyendo el corazón de la agenda 

política indígena (Salick & Big, 2007). 

Aunque la propuesta indígena ha conseguido influenciar la posición de algunas ONGs 

internacionales, los estados no renuncian a considerar a los bosques como un motor de 

desarrollo nacional bajo su absoluta y única soberania. Esta visión centralista se encuentra 

presente en los mecanismos REDD, vinculados a la Convención, que tienen como objetivo 

definir un cambio adaptativo y poner en marcha políticas de mitigación capaces de 

contrarrestar los efectos negativos del cambio climático, sobre todo en los países del Sur 

(Estebancio, 2009). La importancia de los bosques resulta fundamental, aún más cuando 

los países se niegan a reconocer los objetivos de reducción de Kyoto, y es necesario proteger 

e incluso aumentar las superficies boscosas existentes a nivel planetario, por ser estas 

mecanismos de absorción y retención del CO2 (Arregi, 2010). Conscientes de este valor 

estratégico, los estados han conseguido imponer una visión economicista que incluye y 

fomenta los bosques de monocultivo industrial (Zueras, 2010). Las soluciones contempladas 

por los estados para hacer frente al cambio climático han sobrevalorado e impulsado 

el desarrollo de grandes proyectos tales como plantaciones de biofuel, proyectos de energía 

renovables que apuestan por la construcción de presas o medidas para promover los 

bosques como mecanismos de absorción de CO2 (Monbay, 2008). Todas estas iniciativas 

tienden a disparar el precio de la tierra e incrementan la posibilidad de que los indígenas 

sean desplazados de su territorio. Además, la presión de los estados ha conseguido que importantes 

instrumentos internacionales consideren a los PIs y poblaciones locales como 

destructores del bosque mientras se ignora el papel de las agroindustrias multinacionales 

(desarrollo de alimentos, fibra y producción energética alternativa) en este proceso de 

deterioro ecológico (Arregi, 2010). De hecho, los PIs han denunciado que la ocupación de 

bosques nativos y su sustitución por especies comerciales en régimen de monocultivo deterioran 

el ecosistema y reducen la capacidad de los bosques nativos de absorber mayores 

cantidades de CO2 (IUCN, 2008). De hecho, los PIs han denunciado que las propuestas 

actuales del REDD para contrarrestar el cambio climático afectan negativamente a sus 

pueblos y ecosistemas (Estebancio, 2009). Especialmente, han criticado los mecanismos 

de mercado que resultan muy lesivos para ellos por causar gran parte de las violaciones 

de derechos humanos que sufren, estando relacionados con la ocupación y sobre explotación 

de sus bosques. También, los mecanismos de mercado presentes en el intercambio 

de emisiones, el impulso de los biocombustibles y los proyectos para combatir emisiones 

a menudo conllevan serias violaciones de los derechos indígenas. 

En definitiva, PIs ven como sus bosques son ocupados y asisten a su deforestación 

completa, a su degradación, erosión y sustitución paulatina por especies foráneas. Además 

sufren los impactos negativos derivados del uso de pesticidas (Monbay, 2008) y de la perdida 

de acceso a estos bosques que tradicionalmente les han proporcionado comida, medicinas, 

materiales y un espacio donde desarrollar su especificidad cultural y religiosa 

(Daes, 1997). 

A pesar de esta negativa realidad, los pueblos indígenas han mostrado su deseo de par


ticipar en estos marcos y contribuir a la lucha contra el cambio climático que afecta tan 

gravemente a nuestro planeta. Su carácter de guardianes de los bosques, su conocimiento 

tradicional, fundamental para la gestión de estos ecosistemas así como para el desarrollo 

de la biotecnología en el siglo XXI (Chivian & Bernstein 2008) resulta fundamental para 

el desarrollo de políticas efectivas, basadas en el derecho de autodeterminación indígenas 

(Galdu, 2007) y demás derechos reconocidos por la Declaración Indígena. Es por ello que 

existe un amplio consenso en torno a considerar el respeto al derecho de autodeterminación 

indígena como el fundamento básico sobre el que articular cualquier estrategia de 

cooperación con los Pis. Es sobre este pilar donde se deben construir las nuevas relaciones 

de colaboración y respeto. Es por ello que: 

Cualquier estrategia de Desarrollo Sostenible en territorio indígena debe partir del 

reconocimiento del hecho indígena como una realidad cultural y política viva, activa, 

capaz de tomar las riendas de su desarrollo y de decidir qué tipo de contribución pueden 

y desean hacer a la comunidad mundial. Los agentes de desarrollo trabajando en 

zonas indígenas deben tener en cuenta que, para los indígenas, el vínculo entre identidad, 

biodiversidad y Naturaleza es una cuestión vital para su supervivencia étnica. Y 

que si se quiere mantener el medio ambiente es necesario apoyar los derechos, la supervivencia 

y el robustecimiento cultural de estos pueblos, y no, como se ha hecho hasta 

ahora, centrar el interés en el mantenimiento de zonas ecológicas, ignorando y aislando 

a las personas que viven allí. Este punto debe estar en la base del entendimiento de los 

pueblos indígenas y del valor de sus comunidades y culturas (Arregi, en Nesti 1999). 

4. Conclusión 

En estos procesos ONU de naturaleza intergubernamental, la participación de actores 

no estatales resulta muy complicada. En consecuencia, las críticas y contribuciones indígenas 

no han conseguido influir en estos foros de decisión. Todo ello a pesar de constituir 

uno de los grupos principales de Agenda 21, ser los primeros en sufrir las consecuencias 

del deterioro de sus ecosistemas, mantener además un vinculo singular con el territorio 

y los ecosistemas existentes, y tener ampliamente reconocidos sus derechos a nivel internacional 

Sin embargo, la participación indígena resulta fundamental para garantizar una efectiva 

defensa de los ecosistemas y la prevención de las violaciones de derechos humanos. 

Es por ello que consideramos fundamental integrar la visión indígena y garantizar su 

participación en los mecanismos que afecten a los PIs. Esta plena participación resulta 

vital para la protección de ecosistemas, formas de vida, conocimiento tradicional, visión 

sobre el medio ambiente, sistemas de gestión de los bosques y producción y defensa de la 

seguridad alimentaria de los PIs. 

BIBLIOGRAFIA 

Anaya, J. (1996). Indigenous Peoples in International Law. New York: Oxford University 

Press. 

Arregi, J. (2010) Laugarren mundua: herri indigenen erbeste ekintza,onespen eta aldaketa 

eragile nazioarteko harremanetan 1992-2007. EHU-UPV, Leioa. Tesis Doctoral. 

Castro, E. (2009) Climate Change, Forest Conservation and Indigenous Peoples Rights. 

257

258 


Consultado en 2-18-2011 en www.cbd.int/doc/external/cop-09/gfc-climate-en.doc 

Chivian, E.& Bernstein, A. (Ed.). (2008). Sustaining Life: How Human Health Depends 

on Biodiversity . ISBN13: 9780195175097. 

Daes, E.-I. (1997). Las Poblaciones Indígenas y su relación con la Tierra No. E/CN.4/ 

SUB.2/1997/17. 

Galdu (2007). Arctic regional workshop on indigenous peoples’ territories, lands and 

natural resources. Consultado en 2-18-2011 en www.galdu.org/govat/doc/arctic_workshop_report.pdf. 

Gamble, J. (201O). Native Communities and Climate Change: Protecting tribal Resources 

as part of National Climate Change. Consultado en 2-18-2011 en www.colorado.edu/.../ 

ClimateChangeReport-FINAL%20_9.16.07_.pdf. 

Indigenous Peoples of Africa Co-ordinating Committee (IPACC) (2009). Fighting for 

Survival: Indigenous Peoples and Climate Change in Kenya. Consultado en 2-2-2011 en 

http://vimeo.com/7851815. 

Indigenous Peoples’ Global Summit on Climate Change (2009). Report of the Indigenous 

Peoples’ Global Summit on Climate Change. Consultado en 2-18-2011 en http://www. 

indigenoussummit.com/servlet/content/home.html. 

IPCC (2007). Effects of global warming by region. Consultado en 1-18-2011 en http:// 

timeforchange.org/effects-of-global-warming-by-region-ipcc-2007 

Salick, J. and Byg A. (2007). Indigenous and Traditional Peoples and Climate Change . 

Consultado en 2-18-2011 en www.ecdgroup.com/docs/lib_004630823.pdf. 

Joji Cariño (1997). Moradores forestales, población indígena, mujeres y comunidades 

locales. Consultado en 2-18-2011 en www.fao.org/forestry/docrep/wfcxi/PUBLI/PDF/ 

V5S_T29.PDF. 

Mok, K (2011). Indigenous People’s Climate Change Summit Giving Unified Voice. Consultado 

en 2-18-2011 en http://www.unutki.org/default.php?doc_id=98. 

Monbay (2008). Global Warming Solutions are hurting indigenous peoples. Consultado 

en 2-18-2011 en http://news.mongabay.com/2008/0402-redd_indigenous_people.html. 

Nesti l. (1998). Indigenous peoples’ right to land: international standards and possible 

developments. The cultural value of land and the link with the protection of the environment. 

the perspective in the case of mapuche-pehuenche. Master thesis. Consultado en 2-18-2011 

en http://www.xs4all.nl/~rehue/art/nest1.html#fnb1 

Sobrevila, C. (2008).The Role of Indigenous Peoples in Biodiversity Conservation.: the 

natural bur often forgotten partners. Consultado en 1-1-2011enhttp://siteresources.worldbank.org/INTBIODIVERSITY/Resources/RoleofIndigenousPeoplesinBiodiversityConservation.pdf 

UICN (2008). Indigenous and Traditional Peoples and Climate Change. Consultado en 

2-18-2011 en cmsdata.iucn.org/.../indigenous_peoples_climate_change.pdf . 

United Nations University (2011). Indigenous Peoples and Climate Change in International 

Processes. Consultado en 2-18-2011 en http://www.unutki.org/default.php?doc_ 

id=98. 

UNPFII (2011). Climate Change and Indigenous Peoples. Consultado en 2-18-2011 en 

http://www.solomontimes.com/news.aspx?nwID=5263. 

Zueras Daniel (201o). Native Peoples Reject Market Mechanisms. Consultado en 2-18- 

2011 en http://www.commondreams.org/headline/2010/04/02-6

NOTAS 


1 Como muestra del éxito conseguido, destacar que esta visión indígena se encuentra en el origen de 

Green Peace que se hizo eco de la leyenda de los guerreros del Arco Iris como símbolo de denuncia y activismo 

político multirracial en defensa del medio ambiente. “Llegará el día en que la codicia del hombre blanco, 

del Yo-ne-gi, hará que los peces mueran en las corrientes de los ríos, que las aves caigan de los cielos, que 

las aguas ennegrezcan y los árboles ya no puedan tenerse en pie. Y la humanidad como la conozco dejará de 

existir”…”Llegará el tiempo en que habremos de necesitar a los que preservan las tradiciones, las leyendas, 

los rituales, los mitos y todas las viejas costumbres de los pueblos” para que ellos nos muestren cómo recuperar 

la salud, la armonía y el respeto a nuestros semejantes. Ellos serán la clave para la supervivencia de la 

humanidad, y serán conocidos como “Los Guerreros del Arco Iris”. 

2 Los efectos del cambio climático en los pueblos indígenas así como las contribuciones a la lucha contra 

este desafio medioambiental han sido protagonistas de la edición 2008 del Foro Permanente de Cuestiones 

Indígenas. 

3 El capitulo 26 de Agenda 21 está dedicado a los PIs en general pero en concreto el Capítulo 8 (5): 

“Adoptar sistemas integrados de gestión, especialmente para la ordenación de los recursos naturales; se deberían 

estudiar los métodos tradicionales o autóctonos y utilizarlos cuando resultaran ser útiles”. 

4 Artículo 8 (j): “Cada Parte Contratante, en la medida de lo posible y según proceda: (…) con arreglo 

a su legislación nacional, respetará, preservará y mantendrá los conocimientos, las innovaciones y las prácticas 

de las comunidades indígenas y locales que entrañen estilos tradicionales de vida pertinentes para la 

conservación y la utilización sostenible de la diversidad biológica y promoverá su aplicación más amplia, 

con la aprobación y la participación de quienes posean esos conocimientos, innovaciones y prácticas, y 

fomentará que los beneficios derivados de la utilización de esos conocimientos, innovaciones y prácticas se 

compartan equitativamente”. 

259

EL PAGO POR CAPTURA DE CARBONO: ¿OPORTUNIDADES REALES O FAL- 

SAS EXPECTATIVAS PARA LOS PRODUCTORES EN LA AMAZONIA? EL CASO 

DEL CULTIVO DE CAUCHO EN LA AMAZONIA COLOMBIANA 

SANDRA JARAMILLO-POVEDA, VERENICE SÁNCHES-CASTILLO 

& ERVIN H. DURÁN-CASTILLO 


Si bien los esquemas de Pago por Servicios Ambientales (PSA) son hoy una clara oportunidad 

para contribuir a la conservación de los recursos naturales, las particularidades 

de cada caso, el tipo de servicio por el que se paga, el diseño mismo del esquema, los actores 

involucrados y la realidad frente al uso, acceso y tenencia de la tierra, son variables 

que condicionan claramente los alcances reales que pueden tener los PSA y, tal como lo 

presentan Muradian et al. (2010), en Pascual y Corbera (2011), “… los PSA no deberían 

considerarse una panacea sino más bien una opción adicional y potencialmente complementaria 

a los programas de desarrollo rural y otros instrumentos normativos para la protección 

de la naturaleza ya existentes…”. 

Pese a la disyuntiva teórica que existe frente a los alcances reales de las estrategias para 

valorar los servicios ambientales y generar modelos para conservarlos -a través de su comercialización 

a diferentes niveles-, así como a los muchos ejercicios piloto que existen en 

Latinoamérica -como una región en donde este tipo de iniciativas prolifera ampliamente- 

(Pascual y Corbera 2011, Muñoz-Piña et al. 2011), la realidad sobre el impacto de estas 

estrategias en la disminución de los niveles de degradación ambiental y pérdida acelerada 

de los ecosistemas producto de los modelos socioproductivos imperantes no es clara. El 

reflejo de esto se presenta en una gran cantidad de documentos cuya referencia es el Myllenium 

Ecossitems Assesments (publicado en el año 2005), en el cual se reafirma que los 

niveles de degradación ambiental de los últimos 50 años supera los niveles históricos y 

deja el cuestionamiento frente al cumplimiento de los Objetivos de Desarrollo del Milenio 

si no se tomasen las decisiones correctas en las políticas, instituciones y comportamientos. 

Más recientemente el documento GEO Amazonia (PNUMA, OTCA y CIUP 2009), 

presenta un balance real frente al estado ambiental de la Amazonia y a las perspectivas o 

estrategias para lograr su conservación, sin que ello vaya en detrimento de las dinámicas 

socioeconómicas. 

En este ensayo se presenta un pequeño análisis sobre las posibilidades, potencialidades 

y retos principales a la hora de diseñar e implementar estrategias de conservación, asociadas 

a los esquemas de PSA, que lleven a la conservación de zonas boscosas amazónicas a 

través de la viabilización de modelos productivos sostenibles, como el cultivo del caucho 

en agroforestería, que frenen la ampliación de la frontera agropecuaria y recuperen zonas 

que ya se encuentran altamente degradadas. 

2. La Amazonía y los PSA’s 

Uno de los aspectos que más se resalta a nivel global sobre la amazonia es el ecosistema 

boscoso que sustenta y su rol relevante en la regulación del clima. En este sentido, esta 

región juega un doble papel frente al cambio climático. Por una parte, es afectada por 

el aumento en la temperatura global del planeta y, simultáneamente, es considerada una

262 


zona de interés frente a las estrategias de mitigación de ese aumento, por su capacidad de 

captura, retención y almacenamiento de carbono. Este papel fundamental frente a uno 

de los grandes problemas ambientales globales de la actualidad, está siendo amenazado 

por la acelerada deforestación que podría llevar a que en el año 2.030 el 55% del total 

del bosque húmedo tropical presente desaparezca, con los impactos sociales, culturales, 

económicos y ambientales que ello generaría a escala local, regional y global (PNUMA, 

OTCA y CIUP 2009; Nepstad 2007; SINCHI 2007). 

Cuando se hace mención a la deforestación, se hace siempre referencia, de manera directa, 

a los modelos productivos que se desarrollan en el territorio. Para el caso de la Amazonia, 

este aspecto no puede ser visto de manera homogénea, pues la realidad de cada uno 

de los países es diferencial y varía de acuerdo a las dinámicas socioeconómicas de cada 

uno (Salazar-Holguin, et al. 2010). En este mismo sentido, las estrategias de mitigación 

para frenar y/o reversar el deterioro ambiental deben ser diferenciales y responder de 

manera específica al tipo de impacto, sus causas y la dimensión del mismo; sin embargo, 

es justo en este punto en el que se inscribe la fuerte disyuntiva relacionada con los alcances 

de los PSA´s como esquemas que permitan llegar a la mitigación de la deforestación. 

3. El Cultivo del Caucho en el Departamento del Caqueta, Amazonía Colombiana, 

su Potencial frente a la Captura de Carbono y su rol en la recuperación de Zonas 

Degradadas 

El departamento del Caquetá se encuentra localizado en la República de Colombia, 

con sus 88.965 km2, forma parte de la gran cuenca Amázonica, se caracteriza por ser una 

zona rica en biodiversidad, con pisos altitudinales que van desde los 300 msnm hasta los 

3000 msnm. Sus suelos varían de arcillosos, francos y arenosos, con alto contenidos de 

aluminio y bajo PH (SINCHI 2007). 

El renglón principal de la economía de los Caqueteños, se basa en el sector primario: 

producción agropecuaria, donde la ganadería constituye la principal fuente productiva del 

departamento, seguida de la actividad agrícola, la cual se fundamenta en los cultivos tradicionales 

de subsistencia, tales como el maíz, plátano, yuca, caña panelera, arroz secano, 

palma africana, cacao, arroz secano mecanizado, fríjol y sorgo y una escala poco representativa 

la hortalizas y frutales (SINCHI 2007). En este sentido, el hecho de tratarse de 

suelos muy frágiles, con bajo contenido de materia orgánica, pobres en aportes minerales, 

con PH ácido, alto contenido de aluminio e hidróxidos de hierro, implica que la aptitud 

de uso de estos suelos es agroforestal y la ganadería se convierte en una opción que atenta 

contra la conservación del suelo e incrementa la deforestación de cara al aumento de las 

zonas de pastizales para el sustento del modelo. 

El caucho en el Caquetá tiene una connotación cultural importante, pues allí se recoge 

gran parte de la historia del territorio, que data incluso de la época precolombina, cuando 

su explotación se hacía sobre las especies naturales; hoy el cultivo del caucho es una opción 

productiva muy importante para el departamento, siendo los arreglos agroforestales 

la mejor estrategia para su producción, sumado a los beneficios de este modelo frente a la 

conservación y buen manejo del suelo y del entorno. Por su característica de ser caducifolio, 

en la mayoría de los clones que se implementan en la zona, ayuda al ciclaje constante 

de nutrientes y, por su amplio requerimiento de espacio entre árboles, presenta un potencial 

bien interesante para ser manejado en modelos agroforestales asociado con especies

Sandra Jaramillo, Verenice sánchez, Ervin H. Durán 

maderables y con otros productos que favorecen la diversidad en los cultivos. 

Por otro lado, el tratarse de un cultivo arbóreo con el que se logran establecer arreglos 

agroforestales y que, en la mayoría de los casos, se implementan en zonas degradadas o 

anteriormente utilizadas para ganadería, representa una estrategia clara de cara a estabilizar 

la frontera agropecuaria, a recuperar zonas potrerizadas y con potencial para la 

implementación de esquemas de PSA´s por captura de carbono. 

El departamento se caracteriza por ser el primer productor de caucho a nivel nacional, 

a la fecha se cuenta con 7350 has hectáreas de caucho, propiedad de cerca de 950 familias 

campesinas. Sin embargo, de este gran número de hectáreas establecidas, tan sólo el 30% 

está en producción, pues en su gran mayoría se hallan en etapa de crecimiento, la cual 

dura 7 años y económicamente es improductiva, adicionando los costos que implican su 

correcto mantenimiento (ASOHECA 2011 1 ). De hecho, este modelo tiene dos momentos 

económicamente fuertes en términos de su mantenimiento: 1) su periodo improductivo 

(entre los 0 y los 7 años –aproximadamente-, cuando puede empezar a ser rayado para 

extraer el látex), lo cual, de alguna manera, se mitiga con la incorporación de especies 

de ciclo corto dentro del sistema que, en cierta medida, representan beneficios para las 

familias generalmente para autoconsumo (como el plátano y otros cultivos de pan coger), 

aunque no de manera representativa en términos económicos a la hora de cubrir los costos 

de sostenimiento del sistema agroforestal; 2) los efectos de la variabilidad climática, 

donde la precipitación ha incrementado sobre los históricos, lo cual ha hecho que muchas 

familias no puedan realizar sus labores diarias de sangría 2 , poniendo en riesgo los ingresos 

de las familias que ya tienen caucho en producción y que les interesa renovar sus plantaciones, 

pues se podría pensar que los ingresos generados por la plantación coadyuvarían a 

financiar en alguna forma los costos de mantenimiento de las nuevas hectáreas al mismo 

tiempo que a sufragar los gastos de la familia, sin embargo, esto no ocurre por las limitaciones 

para realizar las tareas de sangría. 

De acuerdo con Durán-B. y Duque-C. (2010) en su estudio realizado para la generación 

del modelo alométrico que permita la estimación de captura de carbono en caucho 

en esta región, existen en el departamento del Caquetá 3.679 hectáreas plantadas que 

cumplen con el rango de edad entre 1 y 7 años, cuya biomasa aérea total es de 54.005 toneladas, 

lo que representa un almacenamiento de carbono de 25.507 toneladas, siendo el 

promedio por hectárea de biomasa y carbono almacenado de 14,67 ton ha-1 y 6,93 ton C 

ha-1 respectivamente (en la tabla 1 se define el almacenamiento de carbono según la edad 

del cultivo con respecto número de hectáreas plantadas). El estudio también demostró 

una tendencia creciente del carbono almacenado por las plantaciones de uno, dos, tres, 

cuatro y siete años, y una disminución en los años cinco y seis. 

4. EL Esquema de PSA en Caucho 

De acuerdo con Wonder (2006), los PSA son transacciones voluntarias que están condicionadas 

por servicios ambientales entre, al menos, un proveedor y un usuario de dichos 

servicios. En este sentido, los beneficiarios de los servicios ecosistémicos deberán 

compensar a quienes velan por su protección o por el mantenimiento de los usos del suelo 

que favorecen su generación, por ello el secuestro de carbono, la protección de la biodiversidad 

y las funciones de regulación hídrica son los principales servicios ambientales 

incorporados en los mecanismos de PSA (Pagiola y Platais 2007; Jack et al., 2008, citados 

por Gómez-Bagethun 2011). 

263

264 


Este esquema de que “el contamina paga”, a juicio de algunos investigadores del tema, 

ha permitido la construcción de experiencias innovadoras tanto para la conservación de 

la naturaleza como para el desarrollo rural. Lo anterior cobra más sentido, si se tiene en 

cuenta la crisis mundial de alimentos que se vive actualmente, en donde el sector agrícola 

de los países en desarrollo necesita crecer para lograr el desafío de alimentar a una 

población mundial en aumento (Lipper y Neves 2011). En este sentido, la recuperación de 

áreas degradadas para la producción de alimentos es una opción clara que puede lograrse 

mediante la adopción de modelos agroforestales que, además de fortalecer el tema alimentario, 

genere ingresos constantes a las familias, sean concordantes con la vocación de los 

suelos del vulnerable ecosistema amazónico y se acompañe con estrategias que desestimulen 

la ampliación de la frontera agropecuaria. 

Tabla 1. Carbono almacenado en el área de estudio de acuerdo con la edad del cultivo y el número de 

hectáreas (Fuente: Durán-B y Duque-C. 2010) 

A nivel mundial, se ha visto el interés de fomentar el desarrollo agrícola sostenible, 

unido a una búsqueda de políticas e innovaciones institucionales que lo favorezcan. La 

FAO estima que el número de personas que padecen hambre crónica en el mundo ha 

alcanzado un total de 925 millones, pues cada vez se producen menos alimentos y hay 

menos disponibilidad de los mismos para las personas (Lipper y Neves 2011). En el caso 

del departamento del Caquetá, el tema de inseguridad alimentaria es dramático y está 

asociado principalmente con las zonas ganaderas (que además ocupan un porcentaje significativo 

del territorio en producción), donde el 80% de la tierra se encuentra en pasturas, 

un 15% en reservas y, si acaso, el 1% en productos de pancoger. 

De acuerdo con Lipper y Neves (2011) citando al Banco Mundial (2008), incrementar 

la productividad y los beneficios para los pequeños agricultores son la clave fundamental 

para reducir la inseguridad alimentaria y la pobreza, en las economías basadas en los 

sectores primarios, como es el caso de los departamentos amazónicos. Sin embargo, esta 

estrategia sólo será una realidad si se cuenta con recursos económicos adicionales que 

permitan sostener los sistemas productivos en el tiempo. En este sentido, los esquemas 

de PSA podrían coadyuvar como parte de la estrategia, pues configuran un sistema en el 

cual los beneficiarios de los servicios ambientales contraen acuerdos de forma voluntaria, 

con los gestores de las tierra, para mejorar la provisión de externalidades positivas para 

el medio ambiente a partir de una base de referencia o en el contexto habitual (Lipper y 

Neves 2011). 

Algunos autores consideran que los proyectos de PSA pueden dividirse en dos categorías 

principales: tierras cultivadas o tierras convertidas a otros usos (Lipper y Neves 

2011). En las primeras, el servicio ambiental se produce conjuntamente con los productos


agrícolas bajo el mismo modelo; en la segunda, cabrían las iniciativas de reconversión 

de hectáreas de pasturas, dedicadas principalmente a la ganadería, por sistemas agroforestales 

con caucho natural. 

Recogiendo las anteriores ideas, el diseño y la implementación de esquemas de PSA´s 

para los sistemas asociados a la producción de caucho natural, podrían permitir superar 

los obstáculos que actualmente se presentan en la adopción de estos modelos agrícolas 

sostenibles, pues se generarían ingresos económicos en el periodo improductivo del sistema 

y la garantía de continuidad en el servicio ecosistémico estaría garantizada precisamente 

por su fase productiva de generación de látex. (Lipper y Neves 2011). 

En términos de los servicios ecosistémicos principales asociados al modelo se cuentan: 

1) protección y mejoramiento de la calidad de agua, mediante la reducción de las sustancias 

contaminantes y los sedimentos que entran en las corrientes hídricas; 2) captura de 

C02; 3) aumento y conservación de la biodiversidad; entre otros, que deben ser claramente 

identificados, cuantificados y valorados para efectos del diseño mismo del esquema. De 

acuerdo con Lipper y Neves (2011), los potenciales mercados para este tipo de PSA serían 

las redes municipales de abastecimiento de agua, los mercados voluntarios de carbono y 

el turismo que se podría generar y potenciar en estas zonas. 

5. Las Dificultades para la Implementación de Esquemas de PSA en este Contexto 

Como primera medida, pensar en la implementación de esquemas de PSA´s asociados 

con captura y retención de CO2, es hablar de estrategias asociadas a REDD (Reducción 

de Emisiones por Degradación y Deforestación del Bosque, por sus siglas en inglés), sin 

embargo, REDD se desarrolla a través de negociaciones y acuerdos entre los gobiernos de 

diferentes países, y no hay aún consenso o claridad metodológica y económica frente a su 

implementación, pese a todas las reuniones y acuerdos que ya existen al respecto (Kyoto, 

COP 15, COP 16, entre otros eventos más técnicos). El caso de Colombia es aún más 

dramático, pues si bien existe una propuesta de país frente a REDD (Estrategia Nacional 

REDD, elaborada desde el Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial), 

ésta se asocia principalmente a la ampliación de zonas oficiales de conservación (Parques 

Nacionales Naturales) y no existe una política clara frente a la distribución equitativa de 

los beneficios económicos de este tipo de iniciativas para las comunidades que habitan 

estas zonas. 

Con relación a la posibilidad de implementar otros esquemas de PSA, tampoco existen 

políticas claras que lo enmarquen jurídicamente y, hasta ahora, se ha tratado de iniciativas 

muy comunitarias y locales, en donde se establecen acuerdos entre las diferentes partes 

involucradas, donde la forma de pago está mediada por los actores que intervienen en la 

transacción. Por ejemplo, cuando interviene un actor privado que se beneficia directamente 

por el servicio, el pago se asocia a dinero en efectivo, pero cuando se trata de actores 

comunitarios, el pago se puede transar a través de apoyo e incentivo para la realización de 

actividades productivas que no pongan en riesgo la permanencia del servicio negociado. 

Lo anterior plantea entonces un gran reto en términos de la sostenibilidad de los acuerdos 

y, por ende, la conservación misma del servicio en el tiempo. 

Otro reto fundamental, de cara a la implementación de esquemas de PSA en modelos 

productivos es la disponibilidad de información sobre los mismos. Para el caso del 

Caquetá, la disponibilidad real de información que permita valorar, cuantificar y medir 

los modelos productivos existentes, de cara al diseño de un esquema de PSA es muy limi- 

265

266 


tada, lo cual implica tener que realizar ejercicios de investigación que la generen y ello 

implica que la posibilidad de implementar este tipo de estrategias no se puede plantear en 

el corto plazo. 

La posibilidad de realizar el monitoreo, en términos de la medición permanente del 

impacto de la iniciativa de conservación, frente al estado del servicio ecosistémico objeto 

de la iniciativa, que es fundamental para poder implementar cualquier tipo de esquema 

de PSA, es otro de los grandes retos que se tienen en esta región. En el departamento 

el Instituto Amazónico de Investigaciones Científicas -SINCHI, es la única institución 

oficial de investigaciones, sumado con los grandes esfuerzos que hace la Universidad de 

la Amazonia (institución de educación superior pública con alcance regional), en donde 

los grupos de investigación que allí se han conformado buscan recursos económicos que 

subsidien procesos de investigación de cara a suplir los grandes vacíos de información con 

que aún se cuenta en esta región. En este sentido, el no contar con los recursos económicos 

para darle continuidad a procesos de investigación que respalden y blinden iniciativas de 

conservación, como las ya mencionadas, en un riesgo en sí mismo frente a la sostenibilidad 

real de ellas. 

De otra parte, una problemática muy importante que se presenta en el departamento 

del Caquetá, pero que no es exclusiva de él, es la legalidad de la tenencia de la tierra. En 

este momento el SINCHI se encuentra haciendo una investigación que busca tener un 

panorama claro frente a la realidad de la tenencia del tierra en el Caquetá, principalmente 

asociado a las zonas de conflicto entre la tenencia real y la tenencia legal; lo anterior, motivado 

por la actual vigencia de la Ley 2 de 1959, donde se declara gran parte del territorio 

del departamento como zona de Reserva Forestal, lo cual implica limitaciones enormes de 

cara no sólo a la implementación de cualquier modelo o esquema de conservación como 

éste, sino, lo más grave, es que hace ilegal la tenencia, presencia y uso del territorio que de 

manera histórica han realizado los pobladores colonos que llegaron a este departamento. 

Este tema de la tenencia de la tierra deja ver otro gran limitante que se tiene en el territorio, 

y es la perversidad que pueden tener estrategias de conservación como REDD, 

para las cuales debe demostrarse la existencia de un riesgo latente para la conservación 

del bosque que se quiere proteger. Lo anterior implica que modelos de uso y manejo del 

territorio, como el caso del uso que hacen las comunidades indígenas, no serían zonas 

donde se podrían brindar incentivos para la conservación, por tratarse de zonas ya conservadas, 

con lo que se podría generar un efecto contrario al que se busca con este tipo 

de iniciativas. En este mismo sentido, y trayendo de nuevo a colación el tema de las zonas 

de Reserva Forestal (Ley 2ª de 1959), se tendría un inconveniente adicional y es que, en 

principio, se trata de un territorio ya protegido por Ley, aunque la realidad sea completamente 

diferente. 

Frente a esta gran e ilógica disyuntiva, ¿cuál es la propuesta entonces para las comunidades 

que habitan este territorio, que quieren hacer un uso correcto de él, pero que 

también quieren y necesitan beneficiarse económicamente de su único recurso disponible 

para la perviviencia: la tierra misma?, ¿cuál es la respuesta desde las autoridades nacionales 

y los actores internacionales frente a la presión misma a que están sometidas las gentes 

de esta región, que se encuentran inmersas entre la necesidad de vivir dignamente e 

incluidos en un modelo de desarrollo justo y conservar los recursos disponibles en el territorio?.... 

Probablemente en las respuestas a estas dos grandes preguntas esté la verdadera 

salida a la problemática entre el desarrollo y la conservación.

BIBLIOGRAFÍA 


Duran-C. E. y L. Duque-B. (2010): ‘Estimación de carbono en biomasa aérea de la 

especie Hevea brasiliensis (willd. ex a.juss. müll.arg.) en sistemas agroforestales, en el nororiente 

de la amazonia colombiana’. Trabajo de pregrado. Universidad de la Amazonia, 

Facultad de Ingeniería, Programa Ingeniería Agroecologica. Florencia Caquetá. 62 Págs. 

Gómez-Baggethun, E. (2011): “Análisis crítico de los pagos por servicios ambientales: 

de la gestación en la teoría económica a la implementación en política ambiental”, Revista 

Española de Estudios Agrosociales y Pesqueros: 228 (1): 33-54. 

Jack, B. K.; C. Kousky y K. R. E. Sims. (2008): “Designing payments for ecosystem services: 

lessons from previous experience with incentives-based mechanisms”. Proceedings 

of the National Academy of Sciences, 105: 9465-9470. Citados por: Gómez-Baggethun, E. 

(2011): “Análisis crítico de los pagos por servicios ambientales: de la gestación en la teoría 

económica a la implementación en política ambiental”, Revista Española de Estudios 

Agrosociales y Pesqueros: 228 (1): 33-54. 

Lipper, L. y B. Neves, (2011): “Pagos por servicios ambientales: ¿qué papel ocupan en 

el desarrollo agrícola sostenible?”, Revista Española de Estudios Agrosociales y Pesqueros. 

228 (1): 55 – 86. 

Muñoz Piña, et al. (2011): “Restos de la focalización del Programa de Pago por los Servicios 

Ambientales en México”, Revista Española de Estudios Agrosociales y Pesqueros. 

228 (1): 87 – 114. 

Muradian, R., et al. (2010): “Reconciling theory and practice: An alternative conceptual 

framework for understanding payments for environmental services”. Ecological Economics, 

69: 1202-1208. Citados por: Pascual y Corbera (2011): “Pagos por servicios ambientales: 

perspectivas y experiencias innovadoras para la conservación de la naturaleza y el 

desarrollo rural”, Revista Española de Estudios Agrosociales y Pesqueros. 228 (1): 11 – 32. 

Nepstad, D. (2007): Los círculos viciosos de la Amazonía. Sequía y fuego en el invernadero. 

Puntos ecológicos y climáticos críticos en el bosque húmedo tropical más grande 

del mundo y medidas prácticas de prevención. Galnd, Suiza: WWF Internacional. 24p. 

Pagiola, S. y G. Palatais. (2007): Payments for Environmental Services: From Theory to 

Practice. World Bank, Washington. 

Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA), Organización 

del Tratado de Cooperación Amazónica (OTCA) y Centro de Investigaciones de la Universidad 

del Pacífico (CIUP). (2009): Perspectivas del Medio Ambiente en la Amazonia 

- GEO Amazonía. 323 p. 

Salazar-Holguín, F., et al. (comp.). (2010): Informe sobre el Estado de los Recursos 

Naturales Renovables y del Ambiente, Componente de Biodiversidad Continental - 2009. 

Instituto de Investigación de Recursos Biológicos “Alexander von Humboldt” Bogotá, 

D.C., Colombia. 167 p. 

SINCHI -NSTITUTO AMAZÓNICO DE INVESTIGACIONES CIENTÍFICAS. 

(2007): Balance anual sobre el estado de los ecosistemas y el ambiente de la Amazonia 

colombiana 2006. Bogotá, Colombia. 

Wunder, S. (2006): “Pagos por servicios ambientales: Principios básicos esenciales”. 

CIFOR Occasional Paper, 42(s). Centro Internacional de Investigación Forestal. Jakarta. 

Indonesia. 

267

268 

NOTAS 


1 Planeación Prospectiva “El gremio cauchero del departamento 2020”. Florencia, Caquetá. 120 Págs. 

2 La sangría es el proceso de aprovechamiento del árbol de caucho que consiste en hacer incisiones sobre 

su fuste, para de esta manea obtener el látex, que escurre lentamente a un recipiente amarrado a cada árbol.

INFLUENCIA DEL TURISMO Y DEL CAMBIO CLIMÁTICO EN LAS COMUNI- 

DADES OASIANAS DEL SUDESTE MARROQUÍ: HACIA LA ADAPTACIÓN O 

LA DESAPARICIÓN 

Resumen 

PEDRO JOSÉ ESCRICHE 

Las poblaciones del Sudeste de Marruecos se organizan en torno a la construcción y el 

mantenimiento de las infraestructuras que captan el agua y la gestión de su reparto. En las 

últimas décadas, el cambio climático ha provocado la disminución del régimen de lluvias y, 

por tanto, del nivel del freático, ello agravado por las nuevas infraestructuras hidráulicas y la 

llegada masiva de turistas. En este trabajo se analizan los cambios sociales y medioambientales 

que, como consecuencia, afectan a estas poblaciones. 

1. El Tafilalet: el Territorio y su Historia 

n el Sudeste de Marruecos se encuentra la región histórica de Tafilalet (ver mapa 1). 

ESe trata de un conjunto de oasis que tradicionalmente fueron el punto de llegada a 

Marruecos de las caravanas transaharianas. Hoy en día, el Tafilalet corresponde a las provincias 

de Errachidia y Tighir. Forma parte, desde 1997, de la región Meknès-Tafilalet. Su 

mitad Sur está integrada en la Reserva de la Biosfera de los Oasis del Sur Marroquí (UN- 

ESCO) 1 . En sentido histórico, el Tafilalet designa el palmeral que rodea la ciudad de Rissani, 

extendiendo esta denominación a todo el valle de los ríos Ziz y Rheris. Esta región, 

rica en el pasado gracias a la irrigación y a las caravanas, fue víctima a la vez de las sequías 

y de las inundaciones. En ella surgió el próspero imperio de Sijilmassa en torno a 759 

d.C., que llegó a contar con 200.000 habitantes y su riqueza y poder fue elogiada por Ibn 

Battuta2 . Su capital era el centro de un próspero comercio caravanero entre el Atlántico, 

Sudán o Níger, y el Mediterráneo, con una importante base en el oro y la trata de esclavos 

del África Negra hacia Europa. 

Sin embargo, Sijilmassa había sido destruida ya en el siglo XVI, tal y como nos cuenta 

León el Africano3 , tras su visita a la región en 1511-1515. Su desaparición dio paso a 

una sociedad dividida en pequeñas poblaciones fortificadas o “ksars” en constante competición 

entre sí y contra las poblaciones bereberes y árabes nómadas por los recursos 

naturales, lo que acaba forzando la creación de confederaciones en las que se integran poblaciones 

sedentarias y nómadas. Estas confederaciones, entre las que destaca la de los Aït 

Atta, mantuvieron esta situación de enfrentamiento durante tres siglos que sólo termina 

con la dominación completa del territorio por los franceses en 1932 (Hahiane, 2004). 

2. La Población: la Cultura Amazigh 

La región ha conocido la cohabitación de cuatro grupos étnicos principales que han 

formado un verdadero mosaico social. En primer lugar, los imazighen o bereberes (pueblo 

Amazigh), habitantes originales de la región, a los que se unen posteriormente africanos 

originarios del África Subsahariana, judíos, cuya presencia tuvo un rol de gran importan-

270 


cia en el desarrollo del comercio y la artesanía, y, en último lugar, los árabes, que llegan con 

las conquistas islámicas del s. VII en diferentes oleadas invasoras, que siguieron hasta el s. 

XIII. Mientras las poblaciones árabes son mayoritarias en las ciudades como Errachidia, 

Erfoud o Rissani, los pequeños asentamientos oasianos están mayoritariamente habitados 

por bereberes o imazighen. También suponen la inmensa mayoría de las poblaciones nómadas 

que todavía recorren la región. En la actualidad no existen datos fiables de la distribución 

porcentual de árabes y bereberes en la región, oscilando esta última comunidad 

entre el 25% y el 60 % en función de las fuentes 4 , aunque sin duda son mayoritarios en las 

pobres y duras regiones oasianas. 

Mapa 1 : Oasis de Tafilalet en Marruecos. Fuente: Microsoft Maps.


Las poblaciones bereberes o amazigh, procedentes de Libia y Egipto, son las primeras 

en ocupar estas tierras del Norte de África, que verán la llegada de fenicios, griegos 

(quienes les dan el nombre de bereberes, indicado para todos aquellos que no hablaban 

Griego), romanos y árabes. Cristianos y judíos en su mayoría, adoptan el Islam de forma 

mayoritaria tras las invasiones árabes del s. VIII. En realidad, Bereber es un nombre genérico 

dado a numerosos grupos étnicos heterogéneos que comparten prácticas culturales, 

políticas, y económicas similares. 

Estas poblaciones imazighen se caracterizan por mantener después de siglos su lengua 

propia, el Tamazight, que es un conjunto de diferentes hablas en función de la región, y 

que, aunque predominantemente oral, tiene una forma escrita, el líbico-bereber o Tifinagh, 

conservado por los pueblos Tuaregs. También mantienen una rica y arraigada cultura 

tradicional. Estas sociedades, muy tradicionales, y que no han cambiado sus fundamentos 

básicos durante siglos están en este momento viviendo importantes cambios. 

3. Las Sociedades Oasianas 

3.1. La base social: la gestión del agua 

Las sociedades oasianas se estructuran y fundamentan en torno a la gestión del bien 

más escaso y básico en la región: el agua. Y es que en esta región pre-sahariana la pluviometría 

es de menos de 200 mm. al año, y se distribuye de forma muy irregular en el 

tiempo. Además, esta región no dispone de aguas superficiales. La desertificación y el 

avance de las dunas representan igualmente un serio problema añadido para la supervivencia 

de las poblaciones de esta zona. No es de extrañar pues, que todos los aspectos 

de la vida comunitaria estén regidos y orientados por estructuras y principios cuyo origen 

está en la supervivencia en un territorio sumamente hostil y, por lo tanto, en la búsqueda, 

reparto y aprovechamiento sostenible de los recursos hídricos. Para cubrir las necesidades 

en agua, desde tiempos inmemoriales se utiliza en buena parte del territorio la técnica de 

canalizaciones subterráneas denominada KHETTARAS. 

3.2. Las khettaras 

Evocar las khettaras es evocar la razón de ser de las sociedades y organizaciones que 

son creadas para y por estos sistemas… Una Khettara es una canalización subterránea 

construida para alimentar los huertos en los palmerales, cuando no es posible excavar pozos. 

Puede alcanzar entre 2 y 15 kilómetros. Las canalizaciones tienen una ligera pendiente 

(algunos milímetros de desnivel por metro lineal) y discurren a aproximadamente 5 o 

10 metros bajo la superficie del suelo. La khettara propiamente dicha tiene un diámetro 

suficiente (1 m a 1,20 m) para permitir el desplazamiento de un hombre inclinado, trabajando 

desde abajo hacia arriba durante la perforación, o de un obrero circulando para 

efectuar el mantenimiento. 

En superficie, los conos de desmonte o las obras de albañilería jalonan el trayecto de la 

khettara (y del agua) entre la capa freática y la balsa de recepción. Construidos cada 12 o 

15 metros, estos conos protegen el orificio al tiempo que permiten vigilar la canalización 

y, si es necesario, descender en la khettara para despejar el punto preciso de la galería obturada. 

A la salida de cada canalización en el palmeral, el agua es recibida en una balsa o, 

directamente, en la acequia. La gestión de las aguas canalizadas por las khettaras obedece a 

271

272 


a leyes de reparto, establecidas por el uso, llamadas « Derechos del agua ». Es el volumen 

de trabajo invertido en la edificación de las khettaras lo que constituye la referencia de 

apropiación de este recurso, el cual se transmite de generación en generación. Estas reglas 

sirven de base para la organización de los trabajos de mantenimiento y cuidado del 

sistema. El poseedor de un derecho del agua puede utilizarlo, venderlo o alquilarlo por 

un periodo determinado, igualmente puede asociarse con otros usuarios. El sistema de 

reparto de las aguas predominante es el llamado « de partes », en el cual la unidad es llamada 

«Nouba » o « Fardia » y corresponde a una duración de 12 horas durante las cuales 

el o los poseedores de partes se beneficiarán de la totalidad del flujo de la khettara. El recorrido 

del agua se determina en función del número de Nouba, por ejemplo es de 15 días 

si el número de nouba es de 30. El reparto del agua está asegurado entre los propietarios 

según el recorrido del agua y está bajo el control del Cheikh y de los Mezrags que juegan el 

papel de guardianes comunitarios. 

El derecho de agua se traduce igualmente en obligaciones de mantenimiento y cuidado 

del sistema de canalizaciones. Son los guardianes comunitarios los responsables de asegurar 

el mantenimiento y funcionamiento de las khettaras, llamando la atención de los 

usuarios siempre que es necesario. Los trabajos de mantenimiento, llevados a cabo bajo la 

supervisión de estos guardianes, consisten en el desbloqueo, la obturación de fugas, etc. 

Para la realización de este tipo de trabajos los poseedores de derechos de agua ponen a 

disposición de los guardianes la mano de obra necesaria. En el caso de trabajos de construcción 

de muros, construcciones con hormigón o la extensión canal arriba, la fórmula 

adoptada consiste en crear un fondo común en el que la aportación de cada propietario 

será función de las partes que posean.La ingeniosidad del procedimiento reside en su concepción 

y adaptación a las condiciones de vida y al clima saharianos: este sistema suprimió 

las fatigantes faenas del agua que absorbían la mayor parte del tiempo de la población, y 

aseguró el aprovisionamiento de un flujo constante de agua, sin riesgos de agotar la capa 

freática y limitando la evaporación al mínimo. 

Pero, ¿cuál es el origen de esta técnica? Algunas regiones del Sahara son ricas en aguas 

subterráneas. Esto permitió, hacia el siglo I, la construcción de un extraordinario sistema 

de captación y canalización del agua sobre el modelo existente en ciertas regiones de Mesopotamia 

denominado qanat. Las primeras noticias históricas de los qanats provienen 

del Irán pre-Islámico, al menos hace 1.200 años, aunque algunos autores adelantan su 

aparición hasta 2.500 a.C. Así, su presencia está ya acredita en el noroeste de Irán antes de 

800 a.C. y en torno a 525 a.C. en las costas del Golfo Pérsico. Ya en esta época se habría 

empezado a utilizar esta misma técnica en Egipto. De esta manera, hacia el Oeste, la técnica 

se expandió desde Mesopotamia a las costas del Mediterráneo. Y hacia el Este de Persia, 

se construyeron qanats en Afganistán, asentamientos de Asia Central a lo largo de la Ruta 

de la Seda y en el Turquistán Chino. Durante la dominación Romano-Bizantina (64 a.C – 

660 d.C.) se construyeron muchos qanats en Siria y Jordania. Desde aquí, la tecnología se 

difundió hacia el Norte y el Oeste en Europa. Así, hay evidencias de qanats en lugares tan 

alejados como Luxemburgo. 

La expansión del Islam inició otro periodo de gran difusión de la tecnología de los 

qanat, llegando a todo el Norte de Africa, Chipre, Sicilia, España y las Islas Canarias. Los 

conquistadores españoles llevaron con ellos el sistema hasta el occidente de Méjico, la 

región de Atacama en Perú o Chile. En la región que nos ocupa, se cree que la tecnología 

fue introducida por tribus bereberes judaizadas que huyeron de la Cirenaica durante las 

persecuciones de Trajano en 118 d.C. La importancia cultural de esta tecnología es tal que


UNESCO y FAO han declarado a los qanats como Sistemas Importantes del Patrimonio 

Agrícola Mundial (SIPAM) 5 . El recuento del mes de Agosto 2000 muestra que el número 

de khettaras en funcionamiento en la zona de Tafilalet es de 308 Khettaras de una longitud 

de 1.190 km cubriendo 155 perímetros con una superficie total de 12.750 ha. La confrontación 

de estas cifras con los resultados del recuento general efectuado en 1967 muestra 

que en la actualidad 262 khettaras de una longitud aproximada de 1.710 km se encuentran 

abandonadas. Esta situación se explica por la frecuencia de los episodios de sequía 

que han conducido al descenso de la capa freática. El éxodo rural y las dificultades de la 

población han impedido las prestaciones de mantenimiento necesarias. 

Destacar también que la construcción del embalse El Hassan Addakhil además del acondicionamiento 

hidro-agrícola desde 1971 ha contribuido a este descenso de la capa 

freática por su falta de alimentación con las aguas del río Ziz principalmente, como denunció 

el Dr. Dale R. Lightfoot de la Oklahoma State University (Lightfoot, 1996) y, a 

partir de entonces, han aceptado todos los especialistas. A ello ha contribuido también la 

popularización del uso de pozos con motobombas diesel, que extraen el agua del freático 

sin control comunitario. Este descenso de la capa freática continúa produciendo en la 

actualidad la muerte y abandono de khettaras y la desaparición de los asentamientos que 

viven a su alrededor. 

3.3. La organización social 

Toda la población del oasis se estructura y organiza en torno a las instituciones de 

gestión del agua. La zona habitada se localiza separada, a unos metros de la zona cultivada. 

Esta zona, es donde desemboca la khettara y se reparte el agua por las acequias 

o se deposita en un estanque. El oasis se encuentra perfectamente dividido en pequeñas 

parcelas separadas por las acequias que salen de la acequia principal, que cruza 

longitudinalmente todo el oasis por su centro. Cada parcela se explota en tres niveles: 

un primer nivel representado por las palmeras que aportan la sombra necesaria y los 

dátiles, un segundo nivel de árboles como el almendro, el granado, algunos cítricos, el 

olivo y otros y un tercer y último nivel en que se cultivan cereales, especias y hortalizas. 

Cada parcela pertenece a una familia que aportó trabajo en el momento de construir 

la khettara, y hay tantas parcelas iguales como familias participaron. Si hay agua para más 

parcelas por familia, entonces comienzan de nuevo a dividir tierra comenzando un nuevo 

ciclo de roturación que otorgará una segunda parcela a cada familia, y luego una tercera, 

y así mientras llegue el agua. Los jefes de cada una de las familias, se reúnen en una especie 

de consejo comunal que adopta la fórmula tradicional de la Jama’a. Este consejo está 

liderado por el cheikh, que es elegido por los miembros del consejo y tiene carácter rotatorio. 

Este consejo, formado por hombres ancianos y notables de la comunidad, toma todas 

las decisiones relevantes en referencia al mantenimiento de las infraestructuras de riego, 

el reparto del agua, etc, actuando también como tribunal dirimente de los conflictos que 

por estos temas pueden surgir. Sin embargo, no se limita a estos temas su competencia, 

sino que actúa en ámbitos civiles (reparto de herencias, litigios de tierras, …), velando, en 

resumen, porque se mantenga el orden social tradicional. 

Esta forma de organización comunitaria es muy propia de la tradición cultural Amazigh, 

y al contar con la participación de todas las familias por medio de sus representantes, es 

marcadamente igualitario y democrático. Aunque las mujeres de la comunidad no pueden 

273

274 


participar en este consejo, quedando totalmente excluidas del proceso de toma de decisiones. 

La vida diaria de la comunidad se rige también por el agua que aporta la khettara. Así, 

los trabajos de mantenimiento y posible prolongación de la misma corresponden a los 

hombres, así como los trabajos agrícolas que producen más beneficio económico, como la 

palmera datilera. Las mujeres se encargan de todos los demás trabajos agrícolas: cultivo de 

hortalizas y cereales o de especias y henna. 

En el caso de que el nivel del freático baje, es la comunidad y sus hombres la que tendrá 

que prolongar la khettara, aumentando su profundidad o construir una nueva. Y, en el 

caso de que estas soluciones fueran inviables, la comunidad se verá obligada a abandonar 

el oasis y trasladarse a otros lugares donde sí haya agua. 

3.4. Evolución 

Hasta la colonización francesa, esta región, salpicada de pequeños pozos, era recorrida 

por pequeños aunque numerosos grupos familiares, dedicados fundamentalmente a la 

ganadería. Mientras, las poblaciones sedentarias de los diferentes oasis mantuvieron una 

relación entre ellas basada en la desconfianza y la protección de los recursos naturales de 

los posibles invasores. Con la colonización, concluida en 1934 (Lebefure, 1986) tras una 

larga resistencia, las relaciones entre las poblaciones de los oasis se pacifican y acaba la 

situación de inseguridad anterior. Al mismo tiempo, se mantiene una gran actividad de 

nomadeo, que escapa más al control colonial. 

El primer gran cambio en la vida de las poblaciones se va a producir con la descolonización 

de Marruecos y Argelia. El Sur del Tafilalet, justo en la frontera entre los dos nuevos 

países, se convierte en zona de confrontación entre los ejércitos de liberación nacional 

argelino, el francés y las recién nacidas fuerzas marroquíes. Este conflicto se prolonga 

hasta mediados de la década de los años 80. 

Las consecuencias son definitivas: el nomadeo prácticamente desaparece en la región, 

forzando a las poblaciones a estabilizarse, en oasis ya existentes, o creando artificialmente 

nuevos oasis, mediante la construcción de khettaras. Así, la construcción de la khettara 

de Tazoulayt, a principios del siglo XX, viene unida a la construcción en este lugar de un 

centro político-militar de resistencia contra la colonización francesa, mientras que en los 

años 40 se creará la khettara de Ramlya, y a principios de la década de los 60, la de Hassi 

Labiad, El Begaa, Haroum, Merzouga, etc., coincidiendo con los problemas fronterizos 

entre Marruecos y Argelia. La adaptación de las comunidades fue, pues, muy rápida. Se 

busca un territorio con el que haya vinculaciones familiares o tribales (cesión) o adquirido 

por compra, y que cuente con agua subterránea. En segundo lugar, la comunidad nómada 

construye una pequeña khettara que permita un mínimo caudal de agua potable. Con ella, 

se inicia una pequeña actividad agrícola con la plantación de palmeras, y se mantiene la 

actividad ganadera que sigue siendo la fundamental de la comunidad. 

El segundo gran impacto en la vida de las poblaciones de esta región se va a producir en 

1971 con la inauguración del embalse El Hassan Addakhil y sus sistemas de distribución 

de aguas. Este embalse recoge, unos 150 kms. al Norte, junto a la capital de la provincia, 

Errachidia, las aguas del río Ziz, que alimentan el gran oasis del Tafilalet. Estas aguas han 

alimentado durante siglos el freático en esta zona, lo que permitió la creación de pequeños 

oasis alimentados por khettaras y la subsistencia de multitud de pozos utilizados por los 

nómadas. La construcción del pantano supuso la eliminación de las inundaciones que,


periódicamente, se producían en la región y que contribuían a la recarga del freático. 

Además, el sistema de distribución de agua, construido con hormigón y cemento para 

evitar pérdidas, también impide que llegue agua al sistema subterráneo. Todo ello implicó 

un rápido e irreversible descenso del nivel del freático. Las primeras actuaciones 

para paliar sus consecuencias, fueron la construcción de pozos con motobombas diesel, 

pero sólo contribuyeron a agravar el problema. Como consecuencia se produjo el rápido 

abandono de 262 khettaras con una longitud de unos 1.700 kms. (García, M. et al. 2008) 

y, en consecuencia, la desaparición de otros tantos pequeños oasis. La población emigró 

en masa hacia la proximidad del sistema dunar de Merzouga conocido como Erg Chebbi, 

donde se seguía acumulando el agua por el efecto esponja de las arenas, hacia el oasis de 

Tafilalet y hacia las grandes ciudades de Marruecos.También supuso una nueva y drástica 

disminución del nomadeo que quedó como una actividad residual. Se estima que pudo 

pasar de un 39% de la población total en 1951 a, aproximadamente, un 12% a mediados 

de la década de 1970, según los datos de la administración colonial francesa (Joly, 1951). 

4. Amenazas Actuales para la Pervivencia de las Sociedades Oasianas 

Una vez revisado el contexto y la historia reciente de las sociedades oasianas del Sur 

del Tafilalet, vamos a apuntar las últimas y graves amenazas que penden sobre estas sociedades 

y que se pueden resumir en dos: (i).la desertificación: cambio climático y sobreexplotación; 

(ii).la asimilación cultural como consecuencia del turismo y las comunicaciones. 

4.1. La desertificación: cambio climático y sobreexplotación 

El nivel de agua del freático se encuentra en claro retroceso en los últimos años lo cual 

está favoreciendo el proceso de desertificación. Este hecho se debe, además de la disminución 

de aportes del río Ziz como consecuencia de la ya mencionada construcción del 

embalse El Hassan Addakhil, a la grave sequía que ha venido sufriendo el país desde finales 

de la década de 1970. El Plan Nacional de Economía del Agua de 2007 ha intentado 

abordar el problema sin efectos visibles hasta la actualidad, incidiendo en el ahorro de 

agua en la Agricultura a través de la implantación de sistemas de riego por goteo. 

En la región oasiana del Sur del Tafilalet, la consecuencia ha sido una aceleración del 

abandono de las khettaras y la construcción de más pozos con motobombas. La agencia 

gubernamental competente (Office Rural de Mise en Valeur Agricole du Tafilalet-ORMVA- 

TF), con apoyo de organismos internacionales como la Japan International Cooperation 

Agency (JICA), el PNUD y ONG europeas como la española Centro de Estudios Rurales 

y de Agricultura Internacional (CERAI) ha realizado actuaciones de restauración y ampliación 

de las khettaras todavía en funcionamiento para asegurar su continuidad. Este 

esfuerzo se ha visto apoyado por la declaración por la UNESCO el 10 de noviembre de 

2000 de toda la región como parte de la Reserva de la Biosfera de los Oasis del Sur de Marruecos. 

A pesar de todo, las actuaciones no han sido suficientes para frenar la desaparición de 

más oasis como consecuencia de la inutilización de sus khettaras, provocando el desplazamiento 

de buena parte de la población a los oasis en los que se han realizado actuaciones 

y se ha garantizado la continuidad del flujo de agua (Hassi Labiad, El Begaa, Ramlya…) o 

su emigración hacia ciudades turísticas e industriales de Marruecos o incluso a Europa. 

275

276 


Así, el agotamiento de la khettara de Tazoulayt, provocó que a finales de los años 90, su población 

pasara en sólo dos años, de cerca de 1.500 habitantes a los 230 aproximadamente 

actuales (en este momento, este oasis está en fase de recuperación de su khettara con un 

proyecto de CERAI y la Association Hassilabiad). Al mismo tiempo, la población de Hassi 

Labiad, tras la rehabilitación de su khettara, finalizada en 2006 por CERAI y la Association 

Hassilabiad, pasó de 950 habitantes aproximadamente a los cerca de 1.600 habitantes que 

cuenta en la actualidad. De otra parte, otro factor que está afectando a la disminución del 

freático y al avance de la desertización en buena parte de los oasis, es el creciente peso de la 

actividad turística, que está teniendo como consecuencia la sobreexplotación del acuífero, 

por un lado, y la contaminación del mismo, por otro. 

El turismo en la región ha venido desarrollándose desde hace decenios como parte de 

la medicina tradicional marroquí que recomendaba tomar los “baños de arena” en las zonas 

de dunas. Este turismo sostenible, que todavía se mantiene, es ampliamente superado 

a partir de los años 90 cuando comienza a llegar a la región el turismo internacional como 

consecuencia de la inclusión de Merzouga como etapa del rally París-Dakar, con un gran 

impacto medio-ambiental y cultural. El control comunitario de los sistemas tradicionales 

de captación de agua ha intentado impedir, hasta el momento, la utilización del agua del 

freático para alimentar los servicios turísticos (incluso piscinas) concentrados especialmente 

en torno al erg Chebbi. Sin embargo, al existir khettaras particulares (de una sola 

familia) y hoteles alejados de los pueblos que han construido pozos, el control no es total, 

y se ha entrado en un proceso de sobreexplotación del freático. Por otra, al no haberse previsto 

sistemas de saneamiento, los vertidos se realizan a pozos negros que no se encuentran 

bien aislados y que incluso llegan a rebosar, filtrándose al freático, y contaminándolo. 

Los charcos de aguas negras han permitido, asimismo, la aparición de plagas de mosquitos 

en época estival que favorecen la proliferación de enfermedades transmisibles del ganado 

y de las personas, como la leishmaniasis. La consolidación del eje Merzouga-Hassi Labiad 

como un importante centro turístico pone en peligro la sostenibilidad de todo el acuífero 

situado bajo el Erg Chebbi. 

4.2. La asimilación cultural como consecuencia del turismo y las comunicaciones 

La llegada del turismo ha conllevado consecuencias socio-culturales de gran calado. 

Por un lado, además de aportar riqueza a la región, muestra un modelo de consumo y de 

vida totalmente diferente y a menudo incompatible con los modos de vida tradicionales 

en un entorno frágil. Los estándares de confort y bienestar de los turistas, se encuentran 

muy por encima de los acostumbrados por la población oasiana y también, muy por encima 

de los márgenes de sostenibilidad. Por otro lado, también ha generado la aparición 

de desigualdades económicas entre las distintas familias. Aquéllos que han optado por 

construir un pequeño albergue u hotel han tenido acceso a divisas y a ingresos mayores 

de los derivados de las actividades agrícolas y ganaderas tradicionales. Ello ha supuesto 

el surgimiento de tensiones en las comunidades oasianas y la ruptura de la tradicional 

solidaridad. 

A esto se une que la presencia cada vez mayor de turistas extranjeros ha favorecido los 

contactos entre éstos y la población local. Estos intercambios han tenido efectos positivos, 

por abrir a propios y extraños, a un mejor conocimiento mutuo, eliminando tópicos y 

barreras culturales. Pero también han tenido efectos más complejos y con consecuencias 

muy negativas, al favorecer el surgimiento de relaciones entre hombres locales y turistas


extranjeras. En la actualidad, muchos jóvenes bereberes que trabajan con turistas tienen 

como aspiración encontrar una mujer extranjera que se los lleve a su país y les saque de su 

pobreza. También ha tenido gran incidencia en este sentido la llegada de la televisión vía 

satélite e Internet, cada vez más extendidas en la región. 

La televisión muestra pautas de consumo totalmente insostenibles en las regiones áridas 

del Sur del Tafilalet así como una imagen estereotipada e idealizada de la vida en las 

sociedades europeas. También, sin embargo, ha permitido el acceso libre a la información 

(muy coartada en las televisiones marroquíes), fundamentalmente a través de las emisoras 

pan-arabistas, como Al-Jazeera o Al-Arabiya, generando una mentalidad crítica hacia su 

propio gobierno y, una visión unidimensional de los conflictos internacionales, en clave 

de persecución y victimización de lo musulmán. 

También Internet está contribuyendo al cambio social en la región. Internet llega a 

Merzouga y Hassi Labiad al mismo tiempo que la carretera asfaltada, en 2002. A finales de 

2002 ya se inauguraba el primer café Internet en Hassi Labiad y en los años subsiguientes 

todos los hoteles y albergues del eje Merzouga-Hassi Labiad, así como las instituciones y 

las asociaciones locales, se han dotado de Internet y de sus propias páginas Web. 

Internet ha permitido la comunicación fácil y económica con los familiares y amigos 

emigrantes. Por otro, se ha utilizado de forma masiva para la obtención de potenciales 

clientes turísticos por parte de albergues y guías locales. Por otra parte, Internet ha permitido 

también a los jóvenes locales contactar con personas de todo el mundo y mantener 

las relaciones nacidas con ocasión de las visitas turísticas, facilitando el fenómeno antes 

mencionado de búsqueda de pareja extranjera. La consecuencia de todo ello ha sido una 

emigración masiva de los hombres jóvenes locales al extranjero, de manera que, unido a 

la emigración económica, cada vez más, en los oasis sólo van quedando niños, mujeres y 

viejos, sobre todo en los más apartados (Tazoulayt, El Begaa, …). 

Un efecto colateral de la emigración de los hombres jóvenes es que las mujeres jóvenes 

no se pueden casar a la edad tradicional (entre 14 y 16 años). Así, en la actualidad, se 

produce el hecho sin precedentes de encontrar familias con hijas en torno a los 20 años 

sin casar y, además, sin expectativas de poder hacerlo dada la escasez de varones locales. 

Ello, a priori, es negativo puesto que tradicionalmente, la mujer no alcanza la plenitud de 

derechos sociales hasta el matrimonio. Sin embargo, esta situación está enfrentando a las 

familias ante la necesidad de que mujeres adultas puedan realizar aportes a la economía 

familiar, con lo que, de forma indirecta, se está favoreciendo la integración de la mujer 

oasiana en las actividades que más rendimiento económico producen, como el turismo, 

mejorando su situación social y su posición en la familia. 

El cambio social producido en la región es irreversible. La solidaridad de las comunidades 

se rompe con los desequilibrios económicos. La emigración de los jóvenes deja sin 

mano de obra el campo y satura las zonas turísticas con hombres que buscan su oportunidad. 

Asimismo, las remesas de los emigrantes crean una mentalidad dependiente en 

muchas familias, que se limitan a esperar que llegue la transferencia, mostrando una extraordinaria 

pasividad y una escasa capacidad de iniciativa. La agricultura y la ganadería 

tradicionales dejan de ser las actividades económicas principales y quedan relegadas a un 

segundo plano tras la actividad turística. 

Al mismo tiempo, los valores de respeto y tradición se han sustituido por los de afán 

de consumo y búsqueda de todo lo que huela a modernidad. Ello ha supuesto la pérdida 

de legitimidad y capacidad de las Jemaa tradicionales, dejando a las comunidades sin el 

elemento de gobierno aglutinador del interés común, y haciendo que, cada vez más, las 

277

278 


familias velen exclusivamente por sus intereses y nadie se preocupe por los problemas 

globales del oasis y de la comunidad. 

5. Conclusiones: Hacia la Despoblación y la Desaparición de las Sociedades Tradicionales 

La situación medioambiental actual es grave en la región y, especialmente, en la zona 

del Erg Chebbi, y el cambio producido en las sociedades oasianas tradicionales es de un 

gran calado, con aspectos positivos y negativos al mismo tiempo, como ya hemos visto. 

Cabe señalar como elemento positivo, que las tradicionales formas de toma de decisión 

comunitaria se están adaptando a la modernidad a través de las asociaciones locales. En 

todos los douares hay al menos una asociación que trabaja por el desarrollo local con 

mayor o menor efectividad, honestidad y acierto. Algunas de ellas han conseguido aunar 

el respeto tradicional a la Jemaa con las ideas modernas de democracia y participación y 

han construido redes de trabajo en pos del desarrollo sostenible y del equilibrio entre la 

tradición y la modernidad. Cabe destacar aquí el trabajo realizado por la Association Hassilabiad 

pour le developpement et l’environnement (AHT). Sin embargo, el trabajo de estas 

asociaciones se enfrenta de manera constante con la ineficacia de una parte del aparato 

del Estado y con la presión del interés económico de los empresarios turísticos. Esperamos 

que no sea demasiado tarde. Para el patrimonio paisajístico y cultural del Tafilalet, el 

tiempo avanza rápido y los cambios, para bien o para mal, no tienen marcha atrás. 

BIBLIOGRAFÍA 

Ben Brahim, Mohamed (2003), «Les khettaras du Tafilalet (SE. Maroc): passé, présent 

et futur», Internationales Frontinus-Symposium. 2-5 october 2003. Walferdange. Luxemburg. 

Borghi, R., Camuffo, M., Minoia, P. (2006) «Cambiamenti sociali e nuove dinamiche 

territoriali: l’impatto del turismo in ambienti fragili”. Rischi e Territorio nel Mondo 

Globale, University of Udine, AGEI (cd rom) 

Borghi, R., Camuffo, M., Minoia, P., El Amraoui, F. “Tourisme en milieu fragile : entre 

developpement humain et degradation environnementale». Boujrouf S. (ed.), Tourisme et 

pauvreté, Ed. AUF. 

Chattou, Zoubir (Ed.) (2005), “Tourisme rural et developpement durable”. École Nationale 

d’Agriculture de Meknès, pp. 91-145. 

García, M.; Moya-Palomares, Mª E.; De Pablo, M.A.; Vicente, R.; Acaso, E. (2008) “Nuevas 

aportaciones sobre el funcionamiento hidrogeológico del acuífero de erg CHEBBI en 

el entorno de Hassilabied (Marruecos)”. M+A. Revista Electrónic@ de Medio Ambiente, 

5:41-57 

Hahiane, Hsain (2004) «Ethnicities, Community Making, and Agrarian Change”. University 

Press of America 

Ibn Battuta & Mackintosh-Smith, Tim (editor) (2003), “The travels of Ibn Battuta”, 

Macmillan UK, p. 281 

Joly, F. (1951), “Les ait Khebbach de Taouz (Maroc sud-oriental)”, Travaux de l’Institut 

de Recherches Sahariennes, VII: 3-33. 

Lebefure, C. (1986) «Ayt Khebbach, impasse sud-est: l’évolution d’une tribu marocaine


exclue du Sahara». Revue de l’Occident musulman et de la Mediterranée (ROMM). Número 

especial temático: Desert et montagne au Maghreb. Volumen 41-42. Edisud. 

León el Africano, “Historia Geográfica de Africa” 

Lightfoot, Dale R. (1996), “Moroccan Khettara: Traditional Irrigation and Progressive 

Desiccation” Geoforum (27:2), pp. 261-273. 

Lightfoot, Dale R.; Miller, James A. (1996), “Sijilmassa: The rise and fall of a walled 

oasis in medieval Morocco”, Annals of the Association of American Geographers 86: pp. 

78–101 

Ouhssain, Mohamed, «La gestion sociale de l’eau au Maroc, de Azerf à la Loi sur l’eau» 

disponible en http://www.amazighworld.org 

Schneier-Madanes, Graciela & Coarel, Marie Francoise, editores (2010) «Water and 

sustainability in arid regions”. Springer Science+Business Media B.V. 

Taouchikht, L. (1993), “Oasis de Tafilalet, hier et aujourd’hui” in Espace et Société dans 

les Oasis Marocaines. Séries Colloque 6 Meknes 

WaterHistory.org. “Qanats” en http://www.waterhistory.org/histories/qanats/qanats. 

pdf 

NOTAS 

1 Ver Web: http://www.unesco.org/mabdb/br/brdir/directory/biores.asp?mode=all&code=MOR+02. 

2 Ibn Battuta, nos cuenta en su “Rahla” la visita a la ciudad en enero-febrero de 1352, en su camino hacia 

“el país de los Negros” o lo que hoy denominaríamos Africa Subsahariana. 

3 Hassan Ibn El Ouazane, más conocido como León el Africano, describe su paso por Sijilmassa en 1511 

en su “Historia Geográfica de África”. De aquella urbe de más de 100.000 habitantes, eterna rival de los sultanes 

de Fez y Marrakesh, que contaba con centenares de castillos y fortalezas, los arqueólogos no han hallado 

en la actualidad sino unos pocos precarios muros de adobe y guijarros, medio enterrados en la arena… 

4 Hsain Ilahiane, en su estudio de 1994-95 (v. Bibliografía) y el Congreso Mundial Amazigh (Rapport 

Alternatif du CMA: Les Amazighs du Maroc, 2006) hablan de un porcentaje de población bereber superior 

al 60%, mientras que la información oficial, escasa y sin actualizar, reduce notablemente esta cifra a menos 

del 20% (v. Analyse des systemes de production oasiens et des strategies des agriculteurs dans la province 

d’Errachidia Maroc du 20 Avril au 19 Juillet 2002 ICRA-ORMVATF-CRRA). 

5 Globally Important Agricultural Heritage Systems (GIHS) http://www.fao.org/nr/giahs/giahs-home/ 

en/. 

279

DEFORESTACIÓN EN AMAZONÍA Y CAMBIO CLIMÁTICO: UNA APROXI- 

MACIÓN DESDE LA TEORÍA DE RESILIENCIA 

Resumen 

CECILIA GELABERT, ARIEL ZAJDBAND & HUGO CETRÁNGOLO 

La deforestación de la Amazonía ha sido un proceso ampliamente estudiado. Sin embargo 

sólo recientemente se ha incorporado al análisis, las relaciones de retroalimentación existentes 

entre las variables climáticas y los cambios en el uso de la tierra. Este capítulo presenta 

una aproximación al análisis de las relaciones entre los procesos sociales y ecológicos 

presentes en la región y su impacto en la degradación y deforestación de la Amazonía, 

utilizando como enfoque la teoría de resiliencia. 


L a mitigación de los efectos del Cambio Climático impone la necesidad de reducir 

las emisiones de gases de efecto invernadero y a la vez, aumentar la capacidad del 

secuestro de Carbono (C) a través de la restauración y regeneración de los ecosistemas. La 

Amazonía tiene una importancia fundamental debido a su capacidad de secuestro de C. 

La misma ocupa actualmente 5,4 millones de km2, almacena aproximadamente 120 Pg C 

y es responsable del 15% de la fotosíntesis global terrestre (Malhi et al. 2008). Sin embargo, 

el proceso de deforestación en la región, ha estado liberando cerca de 0,5 Pg C por año 

desde 1990 (Malhi et al. 2008). En consecuencia, mientras la Amazonía contribuye a la 

mitigación del Cambio Climático a partir de su capacidad de secuestro de C, también representa 

una fuente de liberación de C como resultado de su degradación y deforestación. 

Aunque la deforestación de la Amazonía ha sido un proceso ampliamente estudiado, 

sólo recientemente los modelos de Cambio Climático han incorporado las relaciones de 

retroalimentación existentes entre las variables climáticas, como temperatura y precipitaciones, 

y los cambios en el uso de la tierra (Malhi et al. 2008). La vegetación se consideraba 

una variable estática y el cambio climático era analizado en forma aislada, sin tener en 

cuenta las relaciones que unen y refuerzan los procesos sociales y ecológicos. 

Actualmente existe un consenso generalizado en la necesidad de combinar las distintas 

disciplinas a través de teorías integradoras. En este contexto, la teoría de resiliencia 

permite resolver problemas que emergen de la interacción entre los seres humanos y los 

ecosistemas (Holling et al. 2002). La relación que se establece entre los mismos se convierte 

en un factor clave para la identificación y análisis de los impactos que derivan de su 

utilización (Fairweather 1993). 

El presente capítulo analizará las relaciones existentes entre los cambios en el uso de 

la tierra y el cambio climático y su impacto en la degradación y deforestación en la Amazonía, 

utilizando como marco teórico la teoría de resiliencia. A continuación, se procede 

a presentar una introducción a los conceptos fundamentales de la teoría para luego aplicarlas 

en este análisis.

282 


2. Principales Conceptos para el Análisis de la Resiliencia 

La resiliencia en los ecosistemas puede definirse como la capacidad que éstos posee 

para experimentar disturbios mientras retiene esencialmente la misma función, estructura 

y relaciones de retroalimentación, y por lo tanto, la identidad. Un sistema con mayor 

resiliencia será aquel que pueda absorber un disturbio mayor sin cambiar hacia otro régimen. 

Estos sistemas exhiben umbrales que, cuando son excedidos, resultan en un cambio 

en las relaciones de retro-alimentación que conducen a modificaciones en su función y 

estructura. Así, a medida que aumenta la resiliencia del sistema, mayor es el disturbio que 

puede absorber sin cambiar hacia otro régimen alternativo (Gunderson y Holling 2002). 

Las relaciones de retro-alimentación que generan regímenes estables pueden ser comprendidas, 

por ejemplo a partir de la dinámica entre las precipitaciones y la vegetación 

(Scheffer y Carpenter 2003). A nivel local, la vegetación terrestre facilita el mantenimiento 

de la humedad del suelo y de las precipitaciones. Esto conduce a la existencia de una 

relación de retroalimentación positiva. Scheffer y Carpenter (2003) ilustran las consecuencias 

de estabilidad potencial en un modelo gráfico simple basado en 3 supuestos: 

(1) la precipitación en ausencia de vegetación es conducida por el clima global; (2) la 

vegetación tiene un efecto positivo sobre las precipitaciones locales, y (3) la vegetación 

desaparece cuando la precipitación cae por debajo de un nivel crítico determinado (Figura 

1). En el modelo propuesto existen dos estados alternativos: uno para la situación sin vegetación 

y otra para la vegetada. Por encima de un nivel de precipitaciones crítico, la vegetación 

estará presente y las precipitaciones a escala loca serán superiores que en el estado 

sin vegetación. (Scheffer y Carpenter, 2003). 

Figura 1. Un modelo simple que muestra la existencia de estados alternativos estables generados por 

las relaciones de retroalimentación positivas entre la vegetación y las precipitaciones locales. Las 

flechas indican la dirección del cambio si el sistema no se encuentra sobre las líneas de equilibrio. La 

línea punteada es inestable porque una pequeña desviación desde la misma resultará en el movimiento 

del sistema hacia una de las líneas de equilibrio. Adaptado de Scheffer y Carpenter (2003).

Cecilia Gelabert, Ariel Zajdband & Hugo Cetrángolo 

El objetivo del manejo de la resiliencia es prevenir que un sistema socio-ecológico se 

mueva hacia una configuración no deseable. La resiliencia per se no es necesariamente 

deseable ya que, configuraciones del sistema no deseables pueden ser muy resilientes. La 

construcción de la resiliencia de una configuración deseable del sistema, requiere aumentar 

la capacidad adaptativa de las estructuras y procesos (sociales, ecológicos y económicos) 

que ayudan a mantenerla. Esto requiere de la identificación de las variables claves que 

generan resiliencia en un sistema determinado y cómo ésta, puede disminuir o incrementarse. 

3. Aplicación del Concepto de Resiliencia para el Análisis del Cambio Climático en 

Amazonía 

La deforestación de la Amazonía ha sido reconocida como la principal amenaza para 

su conservación. La tasa anual de deforestación durante la década de 1990 fue de 25.000 

km2 y hacia 2001, aproximadamente el 13% de su superficie original había sido desmontada 

(Betts et al. 2008). Este proceso estuvo acompañado por la expansión planificada 

de caminos y el desarrollo de la cría de ganado bovino, producción de caña de azúcar y 

recientemente del cultivo de soja en las regiones fronterizas. En los últimos años la tasa de 

deforestación ha caído hasta los 11.000 km2 en 2007, debido a la caída de los precios internacionales 

de la soja en ese año y a la intervención del Gobierno Brasileño. Actualmente, 

se identifican dos fuerzas motrices que conducen la deforestación: 1) la disminución de las 

precipitaciones en la estación seca, que determina la muerte progresiva de la vegetación 

y 2) los cambios en el uso de la tierra reducen la cobertura natural mediante la tala y la 

quema. 

Entre las principales fuerzas motrices, identificadas en el párrafo anterior, existen interacciones 

que incrementan la complejidad del proceso y refuerzan la existencia de estados 

alternativos. Algunos modelos sugieren que el sistema climático regional presenta 

dos estados alternativos estables. El estado húmedo actual y un estado seco permanente, 

que podría alcanzarse si se pasa el umbral ubicado entre el 30-40% de la remoción de la 

cobertura selvática (Malhi et al. 2008). En consecuencia, las retroalimentaciones positivas 

entre el Cambio Climático global, la mayor frecuencia de años secos, y la deforestación 

serían las responsables del movimiento del sistema hacia el estado alternativo estable seco. 

La Amazonía se encuentra adaptada a condiciones de elevadas precipitaciones y una 

baja ocurrencia de incendios. El efecto directo de la sequía es la muerte de los árboles más 

grandes como consecuencia del estrés (Brando et al. 2008). Además, de manera indirecta 

la sequía aumenta la vulnerabilidad de la vegetación a los incendios, aún bajo intensidades 

de fuego bajas. A su vez, esta situación es agravada a medida que se incrementa la fragmentación 

del paisaje. En las zonas que presentan un menor grado de fragmentación, la 

resiliencia del sistema es mayor debido a la capacidad de las raíces profundas de acceder 

al agua ubicada en la profundidad del suelo, durante los períodos de sequía, manteniendo 

elevadas las tasas de transpiración y fotosíntesis. La existencia de sinergias entre la deforestación, 

la fragmentación y el fuego resultan en la retroalimentación de estos procesos 

(Figura 2). 

La dinámica de la degradación y deforestación en la Amazonía debe ser comprendida 

a partir de la relaciones de retroalimentación entre las variables que actúan en diferentes 

escalas. Tanto el cambio en el uso de la tierra como el Cambio Climático global son conducidos 

por fuerzas económicas globales, sin embargo las formas en que se expresan va- 

283

284 


rían en ámbito local y regional. Entonces, si el objetivo es mantener al sistema en su estado 

actual y evitar que pase a un estado seco permanente, el manejo debe estar orientado a 

generar adaptaciones regionales y locales que permitan desarrollar alternativas productivas 

sustentables que reduzcan las tasas de degradación y deforestación. 

Figura 2: Fuerzas motrices y retroalimentación entre las variables que impactan en la degradación y 

deforestación en la Amazonía. Elaborado en base a Betts et al 2008 

Numerosas acciones se desarrollan en la Amazonía con el fin de disminuir las tasas de 

deforestación y degradación. Entre las más destacadas se identifican aquellas asociadas 

al “Programa Reducción de las emisiones debidas a la deforestación y la degradación 

forestal en los países en desarrollo (REDD)”. La reducción de la deforestación por medio 

del pago de créditos de C, genera beneficios directos sobre la reducción de las emisiones 

de C, a escala regional y la disminución en la tasa de la deforestación a escala local; e 

indirectos como la reducción del riesgo de incendios y la conservación de la biodiversidad, 

incrementándose la resiliencia del sistema. Cave preguntarse entonces, en que medida 

las acciones que promueve el programa en la Amazonía se convierten en nuevas fuerzas 

motrices y como estas impactan en las relaciones de retroalimentación vinculadas al uso 

de la tierra (escala local y regional) y Cambio Climático (escala global) (Figura 3). Los 

cambios en el uso de la tierra que el programa genera, impactarán sobre las prácticas 

productivas y culturales de las comunidades locales, sin embargo no necesariamente estos 

impactos conduzcan hacia alternativas productivas sustentables. Esto podría depender de 

las estructuras de gobernacia existentes que limitan o potencian la ejecución del programa, 

el nivel de participación de los actores involucrados, como también de la forma en que se 

distribuyen los beneficios económicos entre los beneficiarios del programa. 

4. Recomendaciones y Desafíos 

Es de suma importancia reconocer las fuerzas motrices y sus relaciones de retroalimentación

Cecilia Gelabert, Ariel Zajdband & Hugo Cetrángolo 

en el análisis de la degradación y deforestación de la Amazonía, dado que brindará herramientas 

para el desarrollo de acciones tendientes a revertir este proceso. Sin embargo 

los programas impulsados a escala regional imprimen nuevas fuerzas motrices, las cuales 

generan nuevas relaciones de retroalimentación, que afectan a las existentes. Es por esto 

que es necesario identificarlas y monitorearlas a fin de evaluar los resultados alcanzados 

y en caso de que sea necesario adaptar las estrategias de manejo productivo y desarrollo 

en la región. 

Figura 3: Fuerzas motrices y retroalimentación entre las variables que impactan en la deforestación 

en la Amazonía y su variación a partir del Programa REDD. Elaborado en base a Betts et al 2008 

BIBLIOGRAFÍA 

Betts, R.A, Y Malhi y R. Timmons, 2008. “The future of the Amazon: new perspectives 

from climate, ecosystem and social sciences”. Philosophical Transactions of The Royall 

Society. 363, pp 1729-1735 

Brando PM, et al. 2008. “Drought effects on litterfall, wood production and belowground 

carbon cycling in an Amazon forest: results of a throughfall reduction experiment”. 

Philosophical Transactions of the Royal Society B 363: 1839–1848. 

Fairweather, PG, 1993. “Links between ecology and ecophilosophy, ethics ande the 

requeriments of environmental management”. Australian Journal of Ecology 18, 3-19 

Gunderson, L.H. y C.S Holling. 2002. Panarchy: understanding transformations in 

human and natural systems. Washington (DC): Island Press. 

Holling, CS, LH Gunderson y D Ludwig. 2002. “In Quest of a Theory of Adaptive Change” 

en: L.H. Gunderson y C.S. Holling (eds). Panarchy: Understanding Transformations in 

Human and Natural Systems. Island Press, Washington DC, pp. 3-22. 

Holling, C.S., L.G Gunderson y G.D Peterson. 2002. “Sustainability and panarchies” en: 

Gunderson, L.H. y C.S Holling (Eds.). Panarchy: understanding transformations in human 

and natural systems. Island Press, Washington, D.C. 

Malhi, Y et al. 2008. “Climate Change, Deforestation, and the Fate of the Amazon. 

Science, 319(169): 170-172. 

285

286 


Scheffer, M y SR. Carpenter. 2003. “Catastrophic regime shifts in ecosystems: linking 

theory to observation”. TRENDS in Ecology and Evolution, 18(12): 648-656.

COOPERACIÓN AL DESARROLLO Y LUCHA CONTRA EL CAMBIO CLIMÁTI- 

CO: UNA ESTRATEGIA DE BUENAS PRACTICAS EN LA AMAZONÍA ECUA- 

TORIANA Y EN EL SAHEL SENEGALES 

Resumen 

ASIER ARCOS & ETTORE PAPA 

El presente articulo resume las actuaciones de lucha contra el cambio climático implementadas 

por “Nazioarteko Elkartasuna - Solidaridad Internacional”(NE-SI) describiendo los 

proyectos de reforestación y promoción del desarrollo humano en la provincia de Orellana 

(Ecuador) y los de lucha contra la desertificación, seguridad alimentaría y protección 

medioambiental en la región de Louga (Senegal), como experiencias eficientes, eficaces y 

medioambientalmente sostenibles en contextos en los que la vulnerabilidad hacia el cambio 

climático es de enorme magnitud. 


l desarrollo sostenible es aquel que satisface las necesidades de la generación presen- 

E te sin comprometer la capacidad de las generaciones futuras para satisfacer sus 

propias necesidades 1 . Las actuaciones de NE-SI se ejecutan en el marco del desarrollo 

sostenible y de la eficiencia ecológica entendida como: “la capacidad de un sistema de 

producción para producir la máxima cantidad de bienes con el menor coste energético 

y de materiales, con la mayor capacidad de perdurar sin trastocar la estabilidad de 

los ecosistemas” (Toledo 1985) y sin sobrepasar su capacidad de regeneración. Teniendo 

en cuenta este enfoque que explícita el uso eficiente y racional de los recursos naturales 

queremos destacar como en NE-SI trabajamos bajo la premisa de que una intervención 

ecológicamente eficiente, además debe contemplar aquellos aspectos sociales y culturales 

que definen una realidad especifica. Por lo tanto, toda aquella intervención que se lleve a 

cabo en un ámbito natural especialmente vulnerable tiene que partir desde la concepción 

de una estrategia de actuación holística que abarque todos aquellos factores que estén 

interrelacionados entre si, y que sea respetuosa con el parecer de todos aquellos agentes 

involucrados en ella. Así mismo, nos basamos en los principios agroecologicos y queremos 

especificar las interacciones existentes entre los procesos agronómicos, forestales, 

económicos y sociales, reclamando la vinculación esencial que existe entre el suelo, la 

planta el animal y el ser humano. (Guzman, Gonzales, Sevilla:2000) Estos principios son 

la base de nuestras actuaciones que tratan de conservar y recuperar el medioambiente y 

promover el Desarrollo Humano mediante proyectos ecológicamente sostenibles, socialmente 

justos y económicamente viables. 

2. Buenas practicas en la Amazonía Ecuatoriana 

2.1. Contexto local de la Amazonía Ecuatoriana 

Los datos oficiales sobre la realidad de los bosques en la Amazonía Ecuatoriana demuestran 

que no se está logrando la eficacia requerida por las definiciones de desarrollo

288 


sostenible y eficiencia ecológica. Según el informe “Situación de los bosques del mundo 

2011” (FAO2011) la tasa de variación anual de la extensión de los bosques de Ecuador 

es de –1,8%, clasificando el Estado sudamericano como el mas afectado, en proporción 

a su territorio, por la deforestación en su continente 2 . Si consideramos que los recursos 

forestales, la utilización de madera y su transformación, representan el 2,3% del PIB del 

país, (FAO 2011) 3 nos damos rápidamente cuenta de la necesidad de encontrar nuevos 

mecanismos generadores de ingresos que permitan a las comunidades locales avanzar 

en el desarrollo humano sin afectar la sostenibilidad medioambiental, y que a la par, les 

ayuden a conservar sus propias costumbres ancestrales. Cabe recordar que Orellana es 

una de las provincias con mayor superficie de bosque y con mayor extensión de áreas protegidas 

del país (Parque Nacional Yasuní) 4 . Al mismo tiempo, Orellana es la tercera provincia 

del Estado con mayor tasa de aprovechamiento de madera en bosque nativo (con 

109.600 m3 de promedio anual) tal y como lo presenta otro reciente informe (2010) del 

MAE 5 sobre Aprovechamiento de los recursos forestales de Ecuador 2007-2009. Lamentablemente 

este aprovechamiento no se realiza de forma sostenible sino que a través de 

mecanismos que afectan enormemente al entorno natural. 

Los proyectos se insertan en el Cantón Aguarico, los habitantes son en casi su totalidad 

de etnia Kichwa Naporuna. La población está dividida en comunas disponiendo, por lo 

general, de grandes territorios comunitarios. No existe la propiedad individual, aunque 

en las comunidades se designa un espacio de tierra para el uso diario de cada socio. Los 

poblados se encuentran ubicadas a lo largo de las riberas de los ríos Aguarico, Tiputini y 

Napo, siendo este último el principal. No existen carreteras en la mayor parte del cantón, 

por lo que el único acceso se da por vía fluvial. 

2.2. Implementación de los proyectos 

A continuación se enunciaran dos diferentes enfoques de actuación que se están implementando 

en la Amazonía Ecuatoriana por parte de NE-SI. 

El primer proyecto se basa en el fortalecimiento de las capacidad de gestión y planificación 

de las autoridades locales competentes en relación al adecuado uso de los recursos 

naturales, implementando una política “Top-Down” que engloba en sí mecanismos 

participativos. El segundo se enmarca en una estrategia de generación de ingresos que


permita un desarrollo social y económico sostenible de las poblaciones beneficiarias aplicado 

desde la perspectiva “Bottom–Up”. Los dos enfoques se estructuran en una única 

estrategia global que se direcciona a la preservación medioambiental y al fortalecimiento 

de las capacidades locales. 

El proyecto “Fortalecimiento de la gestión forestal en Orellana como mecanismo para un 

mayor desarrollo humano local” se estructura en tres pilares: 1) fortalecer los organismos 

públicos en planificación y gestión forestal, 2) elaboración de un Plan Forestal Provincial, 

partiendo desde el nivel parroquial, a través de asambleas participativas y 3) desarrollo 

de iniciativas piloto de aprovechamiento forestal sostenible y establecimiento de plantaciones 

en áreas degradadas. A pesar de que la provincia amazónica está cubierta por 

ricos bosques, la falta de un Plan Forestal, tanto a nivel provincial como nacional no permite 

que sus recursos contribuyan de forma efectiva al desarrollo de la población local. 

La implementación del proyecto está supliendo dicha falta gracias a la elaboración de 

un plan forestal por medio de procesos participativos comunitarios. La ejecución de iniciativas 

de aprovechamiento forestal sostenible en áreas degradas se está implementando 

aprovechando los conocimientos autóctonos tradicionales en complementariedad con las 

nuevas tecnologías de lucha contra la deforestación. La reforestación no sería efectiva sin 

el compromiso de las instituciones y de las comunidades locales que están preservando su 

medioambiente de la tala excesiva de árboles. Asimismo, las comunidades locales deben 

poder aprovechar de mecanismos generadores de ingresos adicionales y diversificados si 

quieren resistir a las proposiciones de las empresas forestales y petroleras. 

El proyecto “Fortalecimiento de la estructura y gestión turística comunitaria en el cantón 

Aguarico” permite a las asociaciones de la zona ser parte integrante de un modelo de desarrollo 

económico basado en el respecto y el aprovechamiento optimo de los recursos 

ambientales. El uso y la gestión sostenible del medio ambiente como elemento generador 

de recursos para la lucha contra la pobreza, estimulado por los círculos virtuosos puestos 

en marcha por la aplicación de energías limpias, el mejoramiento de la infraestructura y la 

profesionalización de los servicios turísticos, son elementos fundamentales del proyecto. 

El fortalecimiento del contexto organizacional desde una perspectiva de género, la correcta 

administración territorial y el impulso para la creación de estructuras empresariales, 

están permitiendo que veinte comunidades rurales del cantón Aguarico aprovechen 

con modalidades ecosostenibles su contexto medioambiental e incrementen sus entradas 

económicas. Sin pretender atribuir al turismo, y al conjunto de actividades que éste genera 

con su desarrollo, un papel de “panacea” frente a los problemas de la pobreza, conviene 

no obstante, precisar que estudios recientes han llegado a la conclusión que el ecoturismo 

representa para algunas comunidades una fuente de beneficios reales. Es decir, diversificación 

de sus actividades económicas, ingresos adicionales, expresiones culturales renovadas, 

lazos comunitarios fortalecidos y mejores condiciones de vida 6 . 

El mayor potencial del que disponen estas comunidades es su riqueza natural. Las comunidades 

del cantón Aguarico están ubicadas en el corredor existente entre el Parque 

Nacional Yasuní y la Reserva Faunística Cuyabeno 7 , dos de las más importantes maravillas 

ambientales con las que cuenta el Ecuador. Conscientes de que el potencial turístico existente 

en la zona es muy grande, gracias al apoyo de varias entidades, las comunidades del 

Cantón Aguarico han apostado para el turismo comunitario, entendiendo a este como una 

actividad complementaria a las actividades tradicionales que realiza la población Kichwa 

Naporuna. Después de algunos años durante los cuales la población ha participado en 

un proceso de sensibilización, capacitación y desarrollo de infraestructura turística, las 

289

290 


comunidades Kichwas Naporuna se han asociado con la finalidad de impulsar colectivamente 

las actividades turísticas. En ese contexto se ha conformado la Red Solidaria de 

Turismo de la ribera del río Napo (REST), a través de la cual se proyecta una estrategia 

que posibilite el encadenamiento entre la demanda y la oferta de los productos turísticos 

comunitarios que ofrecen las comunidades que integran dicha organización. Así mismo 

en cada una de las comunidades existen productos turísticos definidos y articulados entre 

los mismos, lo que favorece la implementación de una estrategia de comercialización y 

operación en red. El intercambio de experiencias, servicios y productos, ha generado un 

gran aporte a la cultura, se ha logrado valorar el idioma, sus artesanías, su forma de vida y 

su capacidad de prestar servicios de calidad. Demostrando de forma consecutiva que un 

turismo responsable puede generar un buen proceso de desarrollo social y cultural. 

La instalación de paneles solares en las iniciativas turísticas comunitarias ha evitado 

la contaminación ambiental y generado un impacto positivo para el mantenimiento de la 

biodiversidad del Cantón Aguarico, contribuyendo a las mejoras en la preservación de las 

Reserva Faunística Cuyabeno y del Parque Nacional Yasuni. Las innovaciones tecnológicas 

han aportado un avance en las posibilidades de desarrollo de las comunidades y les 

han otorgado una mejor calidad de vida. Antes de la instalación de los paneles solares el 

servicio se ofrecía durante 6 horas al día, por lo general 3 horas durante la mañana y 3 

horas al anochecer, aunque, por contar con redes muy limitadas, solo las viviendas ubicadas 

en los centros comunitarios podían disponer de dicho servicio. La cobertura eléctrica, 

aunque se ofrecía de manera racionada, estaba por lo tanto limitada aproximadamente al 

8% de las viviendas correspondientes a las comunidades. Los paneles solares están disminuyendo 

la dependencia da los grupos electrógenos que funcionan a diesel, bajando la 

dependencia energética y las emisiones de gases de efecto invernadero. La incorporación 

de turismo mediante los proyectos ejecutados se enmarca en un amplio esquema de desarrollo 

local y forestal que se estructura en un proceso sinérgico que engloba los aspectos 

sociales, culturales y ambiéntales. Por ultimo, queremos destacar como estos elementos 

se están fomentando también gracias a la institución de un museo de cultura kichwa, y 

de un Centro Zoológico enfocado hacia la preservación de la Fauna y la Flora local 8 . Los 

elementos ejecutados en nuestros proyectos fomentan el turismo, preservan la cultura, el 

medioambiente y luchan activamente contra el cambio climático, creando sinergias promotoras 

de desarrollo que permiten a las poblaciones locales aprovechar de fuentes de 

ingresos complementarios a las actividades tradicionales, ya sean éstas mercantiles o de 

autoconsumo, evitando que las comunidades se vean forzadas a talar sus bosques, permitir 

la entrada de compañías petroleras, mineras y forestales en sus territorios, o emigrar 

hacia las ciudades 9 . 

3. Buenas Practicas en el Sahel Senegales 

3.1. Contexto local del Sahel Senegales 

El clima del norte de Senegal es de tipo sahariano y se caracteriza por la alternancia de 

una época seca que transcurre, generalmente, de los meses de noviembre a mayo y una 

época de lluvias de junio a octubre. La pluviométrica media anual presenta grandes diferencias 

entre el norte y sur del país, de 300 Mm. al norte semi-desértico, a 1200 Mm. al sur, 

con algunas variaciones de año en año. En cuanto a la pluviométrica se pueden diferenciar 

claramente tres zonas climáticas: una zona de bosques al sur, sabana arbolada en el centro


y una zona semidesértica, que es la que nos atañe en nuestra intervención. Nazioarteko 

Elkartasuna-Solidaridad Internacional lleva trabajando en Senegal desde el año 2003 cuando 

implementó su primera iniciativa de cooperación al desarrollo. En el año 2008 se 

empezó a ejecutar el proyecto “Seguridad Alimentaría y conservación medioambiental en 

comunidades rurales de la Región de Louga”. El proyecto se localiza en el noroeste del país 

y las acciones se realizan específicamente en Comunidades Rurales del Departamento de 

Kébémer. Esta zona presenta una época de lluvias de 3 a 4 meses al año, que no permite 

disponer de agua suficiente para realizar cultivos extensivos tradicionales, ni que las capas 

freáticas se llenen lo suficiente para establecer, en época seca, un sistema de riego adecuado 

que garantice el autoabastecimiento alimentario de la población. 

Esta situación se agrava por las continuas sequías que se dan en la zona, la falta de 

medios materiales (material agrícolas, semillas, fertilizantes, piensos, etc.) y tecnológicos 

para la producción, el crecimiento no sostenible de la ganadería en los escasos pastos 

existentes y, por ultimo, la degradación del medioambiente por los efectos de la desertificación 

(avance de las dunas, destrucción de cultivos por falta de barreras naturales y 

erosión eolítica). 

El contexto es aun más crítico si tenemos en cuenta que en la zona hay grandes carencias 

de infraestructuras básicas. Dado que la producción agrícola y ganadera no alcanza 

para el autoabastecimiento de la población, y que estas son las principales actividades, es 

lógico que no exista ningún tipo de excedente que permita a los/as productores/as obtener 

ingresos extras. Además subrayar que las comunicaciones existentes con el mercado 

principal se encuentran en muy malas condiciones. Es necesario reconocer los esfuerzos 

de reforestación llevados a cabo por el Gobierno de Senegal durante los últimos años que 

están permitiendo una recuperación progresiva de nuevos espacios propicios para reintroducir 

la fauna y flora que habían desaparecido de la zona. Cabe también señalar que 

291

292 


desde 1948 el Servicio de Agua y Bosques del Ministerio de Medioambiente ha venido 

realizando un proceso de inmovilización de dunas marítimas o blancas (las que se forman 

en el borde inmediato del mar) mediante la plantación de Casuarina Esquisetifolia. Por 

otro lado, también se ha iniciado un proceso con las dunas amarillas interiores (situadas 

a continuación de las blancas, un poco más al interior continental), que afectan principalmente 

a las cuencas de cultivo de legumbres y hortalizas, zona en la que se localizan 

nuestras actividades. 

3.2 Implementación de los proyectos 

En el frágil contexto subsahariano, la degradación de los suelos y a la totalidad de los 

procesos de desertificación afectan principalmente a los sectores poblacionales mas vulnerables. 

Por lo que, desarrollar una aproximación integrada entre derechos humanos y 

medio ambiente debe devenir una prioridad. El respeto de los derechos humanos no se 

puede alcanzar plenamente sin valorar la dimensión ambiental de los servicios del ecosistema, 

fundamental para el derecho a la vida y a todos los demás derechos (UNCCD 2008) 

A la luz de la complejidad de los procesos de lucha contra la desertificación, queremos 

destacar la importancia de un enfoque multidimensional que sepa abarcar las diferentes 

dinámicas de desarrollo luchando activamente contra la desertificación. Son necesarios 

enfoques caracterizados por una fuerte identidad transformadora, que incidan a las raíces 

de la pobreza estructural, fortaleciendo los procesos endógenos y las capacidades en el 

Sur y en el Norte, a través del acompañamiento prioritario de estrategias de desarrollo 

local. Por todo esto, desde NE-SI promovemos estrategias integradas de lucha contra la 

desertificación, que abarquen la utilización de métodos correctivos que apuntan a paliar 

el fenómeno y a reparar las degradaciones por medio de técnicas de mejora del uso de los 

recursos y de una mayor eficacia de los sistemas de explotación. A la luz de estas consideeraciones, 

no podemos obviar la necesidad de cuadros institucionales, socio-económicos 

y políticos favorables, que permitan el establecimiento de modelos integrados de manejo 

y uso sostenible, que a su vez sirvan para prevenir y/o reducir la degradación de las tierras, 

fomentar la rehabilitación de las parcialmente degradadas y recuperar las desérticas. 

El proyecto: “Seguridad alimentaría y conservación medioambiental en comunidades 

rurales de la región de Louga” (Senegal), financiado por el FOCAD 10 en 2008 y ejecutado 

por NE-SI y la contraparte local FADEC 11 , se basa en tres estrategias y prioridades: el medioambiente 

y la agricultura, la situación de genero, y la capacitación y asistencia técnica. 

En 2010 se ha aprobado una segunda fase del mismo proyecto que resumimos de esta 

manera: 

•Garantizar a la población de las comunidades ribereñas mejores condiciones medioambientales 

frenando el avance de la desertificación. 

•Dinamizar de manera sostenible las actividades agropecuarias y forestales de autoabastecimiento. 

•Implementar en paralelo, un proceso de aumento de las capacidades locales y participación 

local, con especial énfasis en la mujer, consiguiendo crear condiciones que 

garanticen y fortalezcan la seguridad alimentaría local, y al mismo tiempo brindar la 

posibilidad de obtener excedentes que produzcan ingresos a los beneficiarios / as. 

En este breve articulo no pretendemos explicar la totalidad del proyecto sino que 

queremos resumir la “Metodología de protección medioambiental de Cuencas” que ha


producido y sigue produciendo, resultados concretos en la lucha a la desertificación y el 

cambio climático. Se ha completado un proceso de regeneración forestal en 208 hectáreas 

(104% del objetivo planificado) plantando unas 500.000 plantas autóctonas que frenan la 

desertificación y preservan la producción agroecológica. La elaboración de Viveros para 

la obtención de plantas, la creación de un substrato de materia orgánica y el aumento 

del dinamismo de la economía agrícola local, son elementos centrales del proyecto, que 

gracias a una correcta fertilización y lucha fitosanitaria ha permitido la reforestación de 

una amplia zona en el norte del País. El aspecto novedoso de la intervención se debe a la 

protección mecánica de las zonas de actuación por medio de paneles protectores hechos 

de Nguer (Guiera senegalensis) 12 Colocados en una disposición particular, perpendicular 

al viento que arrastra la arena de las dunas, los paneles permiten: 

•Disminuir considerablemente el efecto del viento sobre la fuerte movilidad de la arena; 

•Proteger las plantas contra los vientos nocivos; 

•Enriquecer el suelo descomponiéndose en el corto y medio plazo 

La elección de las especies plantadas 13 , tiene en cuenta no sólo su capacidad de adaptación 

al entorno, sino que también su capacidad de secuestrar el carbono con relación a 

la especificidad climática de la zona y a los intereses socioeconómicos de las poblaciones. 

Desde el punto de vista medioambiental, estas especies presentan una gran capacidad de 

captación del carbono y desempeñan un papel importante en la lucha contra el cambio 

climático. 

4. Conclusiones 

Ambos proyectos a pesar de sus diferentes características sociales, ambientales y culturales 

son muestra de cómo una intervención, en el marco de la cooperación al desarrollo, 

puede aportar significativos avances en la lucha contra el cambio climático. Los 

resultados alcanzados por los proyectos ejecutados se constituyen, bajo esta premisa, nos 

sirven como ejemplo de eficaces experiencias reproducibles en contextos similares. Evaluando 

dichas practicas como experiencias piloto eficientes, eficaces y medioambien-talmente 

sostenibles, queremos divulgar, por medio de este articulo, los logros de la cooperación 

internacional y propiciar nuevas intervenciones en contextos en los que aún hay 

mucho que hacer para paliar estos fenómenos. 

Consideramos de fundamental importancia que dichos procesos se estructuren en un 

enfoque multidimensional que sepa atacar las bases de los problemas de “arriba-abajo” 

por medio de cuadros institucionales favorables 14 y de “abajo-arriba” a través de mecanismos 

participativos de las poblaciones locales, que involucren las ONGD como partenaire 

y aglutinadotas de las diferentes visiones. Al mismo tiempo, queremos destacar, como las 

buenas practicas aplicadas no pueden ser actividades aisladas, sino que la sociedad civil, 

los gobiernos y todos los demás actores deben presionar para que estas mismas sean la 

praxis de los mecanismos de desarrollo, de modo que el uso irracional de los recursos sea 

reprobado, y el interés colectivo prevalezca sobre el interés particular. La deforestación y 

la desertificación se pueden paliar, existen los medios, hace falta voluntad. 

293

294 

BIBLIOGRAFÍA 


Altieri, Nicholls (2000), ‘Agroecologia teoría y practica para una agricultura sustentable’, 

1ª edición Serie Textos básicos para la formación, México, Programa de las Naciones 

Unidas para el Medio Ambiente 

Carlos Maldonado (2001), ‘Síntesis de 19 estudios de casos sobre etno-turismo comunitario 

en Bolivia, Ecuador y Perú’, doc. de trabajo, OIT. 

FAO (2011) “Situación de los bosques del mundo 2011” http://www.fao.org/docrep/013/i2000s/i2000s.pdf 

(Consulta:12 de mayo de 2011) 

Bass MS, Finer M, Jenkins CN, Kreft H, Cisneros-Heredia DF, et al. (2010) ‘Global 

Conservation Significance of Ecuador’s Yasuní National Park’. PLoS ONE5(1):http://www. 

plosone.org/article/info%3Adoi%2F10.1371%2Fjournal.pone.0008767 

Guzman, Gonzales De Molina, Sevilla (2000) Introducción a la Agroecología Como Desarrollo 

Rural Sostenible. España, Ediciones Mundi Prensa. 

Informe de la conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio ambiente y el Desarrollo 

(Rio de Janeiro, 3 a 14 de Junio de 1992) http://www.un.org/documents/ga/conf151/ 

spanish/aconf15126-1annex1s.htm (Consulta: 12 de Mayo de 2011) 

Ministerio del Ambiente de Ecuador, MAE (2010), Aprovechamiento de los recursos 

forestales de Ecuador 2007-2009 http://ecuadorforestal.org/biblioteca/a-e/1159-aprovechamiento-de-los-recursos-de-los-forestales-en-ecuador-2007-2009/ 

(Consulta: 12 de 

Mayo de 2011) 

OIT: (2001) ‘Turismo sostenible: Estado, comunidad y empresa frente al mercado. El 

caso de Ecuador, Lima’, doc. de trabajo N° 140; http://www.oit.org.pe/WDMS/bib/publ/ 

doctrab/dt_140.pdf (Consulta 12 de Mayo de 2011) 

OIT: (2002) ‘Gestión del turismo sostenible y competitivo. Alianzas entre Estado, empresa 

y comunidad. Los casos de Bolivia, Ecuador y Perú, Lima’, doc. de trabajo N° 142. 

http://www.oit.org.pe/WDMS/bib/publ/doctrab/dt_142.pdf. (Consulta: 12 de mayo de 

2001) 

Toledo (1985) Ecología y Autosuficiencia Alimentaría, Ciudad de México, Siglo XXI. 

UNCCD (2008), “Human Rights and Desartification ”Exploring the Complementarity 

of International Human Rights Law and the United Nations Convention to Combat Desertification. 

Desertification, Land degradation and Drought, Issue paper N. (http://www. 

unccd.int/publicinfo/docs/HumanRightsandDesertification.pdf. (Consulta: 12 de mayo 

2011) 

NOTAS 

1 Informe de la Comisión Mundial sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo, (1988) (Comisión Brundtland) 

Asumido por el principio 3 de la declaración de Rio (1992) En 1993 la CCAD ha ampliado el concepto 

definiéndolo como: “Es un proceso evolutivo sustentado en el equilibrio ecológico y el soporte vital de la 

región a través del crecimiento económico y la transformación de los métodos de producción y patrones de 

consumo, con respeto pleno a la integridad étnica y cultural regional, nacional y local, así como en el fortalecimiento 

de la participación democrática de la sociedad civil, en convivencia pacífica y en armonía con la 

naturaleza sin comprometer y garantizando la calidad de vida de las generaciones futuras.” 

2 198.000 hectáreas deforestadas entre 2000 y 2010 

3 Datos FAO 2006 recogidos en el informe “Situación de los bosques del mundo 2011” 

4 El Parque Yasuní ubicado en la Región amazónica ecuatoriana, en las provincias de Orellana y Pastaza


6 Carlos Maldonado(2001), Síntesis de 19 estudios de casos sobre etno-turismo comunitario en Bolivia, 

Ecuador y Perú, doc. de trabajo, OIT. 

7 La Reserva de Producción Faunística de Cuyabeno (RPFC) fue creada en el 1979, con una extensión 

inicial de 254.760 hectáreas (Acuerdo Ministerial 322 de 26 de julio de 1979) y sus límites incluyen su valioso 

y espectacular sistema lagunar y el bosque inundado de su curso medio. 

8 Según estudios científicos publicados en la Revista PLoS ONE, se estima que en la zona puede haber 

2.224 especies de árboles y arbustos, 271 especies de anfibios y reptiles, 567 especies de aves, y 167 especies 

de mamíferos. De igual forma la lista CITES, menciona en su apartado para Ecuador, varias especies que 

están en peligro de extinción y presentes en el libro rojo de especies amenazadas. 

9 OIT: Turismo sostenible: Estado, comunidad y empresa frente al mercado. El caso de Ecuador, Lima 

2001, doc. de trabajo N° 140; consultar también OIT: Gestión del turismo sostenible y competitivo. Alianzas 

entre Estado, empresa y comunidad. Los casos de Bolivia, Ecuador y Perú, Lima 2002, doc. de trabajo N° 

142. 

10 Fondo de Cooperación al desarrollo del Gobierno Vasco. 

11 Federación de asociaciones de desarrollo comunitario, Kébémer 

12 Es una planta de amplitud ecológica que invade las zonas no explotadas en el ámbito de las dunas rojas 

situadas a 20 Km. del mar. Sus especificidades residen en su facultad de regenerarse muy rápidamente y su 

abundante disponibilidad . 

13 El 80% de las especies elegidas son: Prosopis juliflora, Eucalyptus camaldulensis, Acacia mellifera, 

Anacardum accidentale. 

14 Es necesario que las instituciones publicas lleven a cabo su misión haciendo una contribución real a: 

a) la reducción de la pobreza b) manejo ecológico de recursos productivos ubicados en ecosistemas frágiles 

c) seguridad y autosuficiencia alimentaría a nivel local y regional d) conservación de los recursos naturales 

incluyendo la agrobiodiversidad e) transformación de las comunidades rurales pobres en actores sociales 

capaces de potenciar su propio desarrollo f) fomentar políticas que favorezcan el desarrollo sustentable. 

Muchas instituciones se han forjado un nicho al adoptar el lema de «producir conservando y conservar 

produciendo»; lo importante es que se aclare que no se trata de un intento más de cómo encajar la cuestión 

ambiental dentro de regímenes agrícolas ya establecidos, sino de buscar una sinergia real entre ecología, 

economía y ciencias silvoagropecuarias (Altieri , Nicholls 2000). 

ANEXO 1 

Ecuador Senegal 

Población 14.306.876 (2010) 12 855 155(proyección 

2011) 

IDH(2010) 0.695 0.411 

Área protegida(%) 25,1(%) 24.1 (%) 

Área de Bosque(1000 He) y (% de área 

total) 

Tasa de variación anual del área de 

bosque (%) 

8473 (44%) 9864 (36%) 

-1,8% -0,5% 

Contribución del sector forestal al PIB 2,3 0,9 

Producción de leña para autoconsumo 

(1.000 M3) 

Producción de leña para autoconsumo 

/ población 

Emisiones de Co2 (toneladas métricas 

pro capita) (2007) 

4076 5366 

0,28 0,41 

2,2 0,5 

Tabla 1 Estadísticas medioambientales comparativas. Elaboración propia sobre base de datos: FAO 

(2011) “Situación de los bosques del mundo 2011” 

295

IMPACTOS EN LA SELVA INDONESIA DE LA PRODUCCIÓN DE AGROCOM- 

BUSTIBLES VASCA 

MARTÍN MANTXO 

“Detrás del orangután hay todo un ecosistema muy diverso y único en el planeta 

que está desapareciendo porque están plantando palma de aceite eliminado selva, 

muchas veces selva primaria. Y la misma problemática de aquí está ocurriendo en 

Sudamérica. Y luego van y le llaman biocombustible...” 

(Karmele Llano, veterinaria en Indonesia. Gara 13-7-2007) 


a demanda de aceite de palma en Euskal Herria (País Vasco) para producir combus- 

Ltible ha procedido en un 96% de Indonesia. Esta producción tiene como objetivo 

alcanzar niveles establecidos por la Unión Europea de acuerdo al Protocolo de Kioto, pero 

también, dada la magnitud de su producción, se corresponde a intereses económicos. 

El impacto en Indonesia de esta actividad es dramático ya que conlleva la deforestación 

mayor en el mundo después de la Amazonía brasileña. La selva indonesia es hábitat de 

una riqueza de biodiversidad y especies endémicas incalculable, un tesoro de la tierra. 

Irónicamente su desaparición acelerada tiene lugar teóricamente para combatir el cambio 

climático. 

2. Políticas contra el Calentamiento Global en Euskal Herria 

En Euskal Herria (País Vasco) como en los demás lugares en que se adoptaron los 

compromisos del Protocolo de Kioto, se deben alcanzar una serie de metas establecidas 

para paliar la contribución al cambio climático. Tanto a nivel regional como estatal no se 

han alcanzado los resultados planteados. En cambio tenemos que en lugar de cubrirse 

muchas de esas propuestas y objetivos se ha optado por mantener el modelo energético ya 

existente exteriorizando las supuestas soluciones, sin materializar alternativas suficientes 

localmente o se ha optado por las propuestas recogidas en el Protocolo que sólo suponen 

financiación y que son más factibles desde una posición de potencial económico. 

En una zona industrial y altamente demográfica sobre todo como la zona comprendida 

por la CAPV (Comunidad Autónoma del País Vasco), se ha experimentado un deterioro 

ecológico histórico de nivel impresionante afectando calidad de agua, aire, suelo, desaparición 

de hábitats y biodiversidad así como una contribución considerable al calentamiento 

global desde emisiones por transporte, industrialización y consumo doméstico. 

También añadir su ubicación como uno de los únicos pasos y conexión entre península 

Ibérica y Europa lo que supone un gran flujo de vehículos dentro de la economía globalizado 

y los flujos de materiales actuales. Lejos de buscar alternativas (potenciación de 

economías locales, tasas, reducción, etc) éste se potencia aún más: aumento de redes viarias, 

desde autopistas a circunvalaciones, precio de combustible, etc, y menospreciando

298 


el transporte público. Por otro lado la implantación de energías renovables ha sido muy 

escasa en la CAPV mientras ha encontrado un gran desarrollo en la CFN (Comunidad 

Foral de Navarra). 

Sin embargo esas no son las únicas razones para que no se haya fructificado una política 

seria de energía alternativa, si no que entendemos, como ya explicamos anteriormente, 

que ha existido una falta de voluntad y una política equivocada optando por financiación 

rápida y barata de proyectos exteriores en lugar de inversión a largo plazo y con el fin a 

cambiar el modelo actual. Así se ha mantenido la producción enérgetica a partir de centrales 

térmicas de carbón y gasóleo, incluso aumentando emisiones y contaminación en 

una tergiversación maquiavélica de los términos recogidos en el Protocolo de Kioto. 

Dentro de esas alternativas al cambio climático se incluyó la producción de agrocombustibles 

que se presenta como una alternativa a los combustibles fósiles y además de 

menores emisiones. Sin embargo son muchos los aspectos que no se tienen en cuenta para 

su potenciación. Por otro lado las compañías productoras tienen el interés de diversificar 

su producción, no depender del mercado petrolero y además añadir un aspecto ecológico 

que dentro de tanta mala prensa (contaminación, derrames, cambio climático, etc) les es 

de mucha utilidad. 

Pero los agrocombustibles surgen en una economía globalizada y como continuación 

de un modelo agroexportador e intensivo (y también como continuación de un modelo 

energético), aumentando la demanda y de esa forma acrecentando aún más los problemas 

ya asociados a ese modelo, y por tanto también la deuda ecológica de los países (post) 

industrializados para con los países empobrecidos. 

En este contexto de demanda energética, monopolio transnacional y requerimientos 

internacionales para mitigar el cambio climático surge en Euskal Herria (País Vasco) un 

eclosión industrial que se vería luego reducida a la mitad de lo proyectado por causa – 

sobre todo- del pinchazo de la burbuja inmobiliaria y la crisis económica. En el estado 

se construyeron 30 plantas de biodiesel y bioetanol que se encuentran en producción, 

mientras 27 están todavía en construcción y 24 en proyecto, muchas que no se llegarán 

a construir. En Euskal Herria existen 5, tres en la CPAV y dos en la CFN, con otras 4 y 2 

respectivamente en proyecto. 

El número de plantas demuestra la proyección del negocio que esperaban obtener las 

empresas. Pero sobre todo, estas plantas iban a precisar un volumen extraordinario de 

materia prima, aceites. Dentro de sus especificaciones sabemos que utilizarían soja (Biodiesel 

Bilbao, Biocombustibles de Ziérbana, Abencis Tudela, Biodiesel Caparroso), palma 

(Biodiesel Bilbao, Biocombustibles de Ziérbana, Biodiesel Caparroso y Abencis Tudela) 

y semillas oleaginosas (Biodiesel Caparroso). De ellas sólo las semillas oleaginosas (colza, 

girasol) se producen localmente. Las demás son importadas, como decíamos, para satisfacer 

la producción ganadera, y ahora su importación se desviaría para producir biocombustibles. 

Las estadísticas ya nos demuestran que desde que algunas de estas plantas 

iniciaron su actividad las importaciones han incrementado considerablemente superando 

ahora las 35.000 toneladas, de las cuales más de un 96% provenía de Indonesia. 

De haberse construido las proyectadas en el puerto de Bilbo se tendría una producción 

de 694.000 a sumar a las actuales de 230.000 Tms : un total de 924000 Tm al año. Este volumen 

choca con los objetivos planteados producción que contrastaba con la necesidad u 

objetivos marcados y denotaban un interés claro de utilizarlo con un objetivo de beneficio 

económico y comercialización externa. Pero antes de su construcción ocurrió la crisis de 

la construcción y los proyectos no se materializaron, como ocurrió con muchos planes de


construcción de centrales eléctricas que tenían entre otros Iberdrola. Esto no quita para 

que tanto empresas eléctricas como sus financieras siguieran obteniendo grandes beneficios, 

al igual que las constructoras que desde entonces se han embolsado más dinero 

público. 

Planta Producción en toneladas por 

año 

Bionor Transformación (Berentevilla 

) 

Materia prima 

30000 Aceite crudo (sin especificar) y 

usado 

Biocombustibles de Zierbana 200000 Palma y soja 

Biodiesel Bilbao (de Bunge y 

Acciona) 

1Biodiesel De Los Arcos (Solartia) 

Biodiesel Caparroso de AC- 

CIONA 

200000 Palma y soja 

70000 Soja y Palma 

35.000 Palma, soja y oleaginosas 

Tabla 1: Producción propia a partir de datos de www.biodieselspain.com 

De haberse construido las proyectadas en el puerto de Bilbo se tendría una producción 

de 694.000 a sumar a las actuales de 230.000 Tms : un total de 924000 Tm al año. Este volumen 

choca con los objetivos planteados producción que contrastaba con la necesidad u 

objetivos marcados y denotaban un interés claro de utilizarlo con un objetivo de beneficio 

económico y comercialización externa. Pero antes de su construcción ocurrió la crisis de 

la construcción y los proyectos no se materializaron, como ocurrió con muchos planes de 

construcción de centrales eléctricas que tenían entre otros Iberdrola. Esto no quita para 

que tanto empresas eléctricas como sus financieras siguieran obteniendo grandes beneficios, 

al igual que las constructoras que desde entonces se han embolsado más dinero 

público. 

La localización de todas estas plantas en la zona costera (Superpuerto Bilbo y refinería 

de Petronor de Muskiz, proyecto de planta para el Superpuerto de Pasaia) denota también 

que el planteamiento era utilizar como materia prima aquella transportada por barco 

desde el exterior, desde el extranjero. Por este puerto también se dará entrada a la materia 

precisada por las plantas navarras que en muchos casos no se precisa, pero que en otros 

requerirán materia de importación (palma, soja). 

299

300 


En la CFN (Comunidad Foral de Navarra) se encuentran las plantas de 2 Biodiesel De 

Los Arcos (Solartia) y Biodiesel Caparroso de ACCIONA que opera desde el 2005. La 

primera con 70.000 toneladas de producción a partir de soja y palma, la segunda con capacidad 

de 35.000 toneladas. Existien también los proyectos de plantas de M+W Zander 

en Olite para 100.000 toneladas y el de Abencis Tudela para 24.000 Tm. Estas sumarían 

229.000 Tm. 

La Unión Europea aspiraba a cortar las emisiones de gases de efecto invernadero e un 

20% para el 2020, proponiendo entre otras que el 10% de los vehículos utilice agrocombustibles 

en su combustión. Para el estado español se planteaba el alcanzar el 1,9% de uso 

de agrocombustible para el 2008 (tanto de bioetanol como de biodiesel), de 3,5% en 2009 

y de 3,5% para el 2010. El estado español además ha estado bajo presión porque está muy 

por debajo de los índices planteados. 

España se comprometió a aumentar sus emisiones un máximo del 15% en relación al 

año base (1990) durante el periodo 2008-2012. Pero conforme avanza el tiempo esto se 

prueba muy lejano a la realidad. En el 2005 éstas aumentaron un 52% y se ha mantenido 

similar: un 49% en 2006; un 52% en 2007, y un 42,7% en 2008. Por ello su intento de 

buscar soluciones sin que se afecte directamente la producción energética e industrial o la 

carestía de éstas y que por lo tanto no son tales. 

Autobús en Bilbao luciendo logo de uso de Biodiesel como aspecto positivo: «de calidad y sostenible 

para el medio ambiente». 

3. Consecuencias del cultivo de palma en otros países 

La palma africana (Elaeis guineensis) produce un fruto que contiene cerca de un 56% 

de aceite y ha sido consumido para alimentación desde tiempos inmemorables. Se conocen 

distintas variedades así comi híbridos de estas: Pisifera, Dura, Tenera, etc 

Las empresas vascas que usan palma aceitera informan que ésta procede de Indonesia


y Malasia. Desde 2008 la importación de ésta ha experimentado un incremento considerable 

coincidiendo con la implantación de procesadoras de agrocombustible. Así en 2010 se 

superaron las 35.000 toneladas, de las cuales más de un 96% provenía de Indonesia (ver 

cuadro “Importaciones vascas de aceite de palma). 

El 83% de la palma de aceite producida en el mundo proviene de Indonesia y Malasia: 

Malasia produce el 50% del que 85% es exportado e Indonesia produce el 30% del que 40% 

es exportado. Hasta hace poco su destino era la industria alimentaria, pero como ocurre 

con la soja y el maíz mucha de esa producción, y más que se está impulsando, tiene como 

objetivo satisfacer el emergente mercado de los agrocombustibles. 

El cultivo de la palma supone la deforestación correspondiente a la implantación del 

cultivo así como el desalojo de comunidades asociado muchas veces a violaciones de derechos 

humanos y represión de poblaciones indígenas o pequeños campesinos. Al tratarse 

de un cultivo intensivo, conlleva un uso desmesurado de derivados del petróleo tanto en 

la maquinaria utilizada como en los abonos y pesticidas químicos utilizados, provocando 

gran contaminación atmosférica que incide en el cambio climático así como polución de 

acuífero, aire y tierra por la aplicación aérea o desde grandes máquinas de los químicos. A 

ellos sumar las emisiones asociadas a su producción como aceite y posteriormente como 

combustible apto para vehículos, el transporte desde un lugar situado en nuestras antípodas, 

y la distribución posterior en el mercado. 

La palma africana o palma aceitera se está difundiendo además mucho en otros países 

de Asia, en Africa de donde es originaria (Madagascar, Nigeria, etc) y Sudámerica 3 . El 

caso de Colombia es especialmente alarmante donde unido a los impactos antes citados 

se añaden aquellos relacionados con el conflicto armado y el terrorismo de estado que allí 

tiene lugar, yendo la implantación de los cultivos de palma unida a ofensivas paramilitares 

y desplazamientos de comunidades enteras. Los propios paramilitares son los mismos que 

la promueven y gestionan estos cultivos ya que dentro del plan del gobierno colombiano 

para desmovilizar a esos batallones, la alternativa económica que se les proporcionó fue el 

desarrollo de estos cultivos. Pero para ello necesitaban tierras que son arrebatadas por la 

fuerza a comunidades. Ultimamente ha saltado a la opinión pública el caso sangrante de 

la expansión de este cultivo en Honduras. 

En Malasia, según datos de la FAO, el área de plantaciones de palma pasó de 0,4 a 

3,6 millones de Ha en el periodo 1975-2005 a lo cual hay que añadir 0.4 millones de Ha 

más de plantaciones de palma inmadura. Esto representa que en el año 2005 el 12% de la 

superficie total de Malasia era de plantaciones de palma, mientras el resto de tierras agrícolas 

no alcanzaba el 7% de la superficie total. La industria malaya de aceite de palma ha 

argumentado que las plantaciones de palma son beneficiosas para la biodiversidad y que la 

expansión de estas plantaciones no se hace a costa de los bosques naturales. Sin embargo 

estudios científicos demuestran lo contrario. 

4. Deforestación, destrucción de turberas y otros impactos de la palma aceitera en 

Indonesia 

En Indonesia se pierden cada año 2,8 millones de hectáreas de selva: la selva equivalente 

a 300 campos de fútbol por hora! Para el 2022 el 98% de la selva de Indonesia y Malasia 

habrá desaparecido y con ellas unos de los ecosistemas más importantes de vida salvaje. 

Además de 6,5 millones de hectáreas destinadas a plantaciones de palma aceitera en 2007 

se había deforestado el triple de esa superficie (unos 18 millones de hectáreas de bosques, 

301

302 


en nombre de la expansión de dicho cultivo. Se espera que Indonesia alcance los 13 millones 

para el 2012/2015 y tres veces esa extensión (casi 20 millones de hectáreas) para el 

2020. Entre el 60 % de los bosques tropicales de las tierras bajas de Kalimatan y Sumatra 

fueron destruidos entre 1985 y 1997 por la expansión de palma (según el Banco Mundial). 

La destrucción de la selva va unida a la tala por compañías madereras. Se estima que el 40 

al 55 % de la madera cortada en Indonesia lo es de forma ilegal. 

Por lo menos la mitad de la extensión actualmente utilizada para plantación de palma 

aceitera se obtuvo por el procedimiento de quema de selva, según una investigación de 

Wetlands International (Holanda) provocando grandes humaredas y los consecuentes 

gases de efecto invernadero. Las emisiones estimadas provocadas por los incendios de 

selva en Indonesia son de 1400 millones de toneladas de CO2 por año provocando crisis 

ambientales como la de 1997 cuando los fuegos practicados para la erradicación de la 

selva produjeron una densa y extensa nube de humo que cubrió importantes áreas tanto 

de Indonesia como de Malasia. 

En el año 2020 las emisiones resultantes del cambio de uso de la tierra por la expansión 

del cultivo de palma podrían haber alcanzado entre 3.100 y 4.600 millones de toneladas 

de CO2, lo que representa entre 46 y 68 veces el ahorro anual que la UE espera haber alcanzado 

ese año a través del uso de los biocombustibles. 

Por lo tanto el efecto en el cambio climático es por partida doble pues por un lado 

se elimina selva que actúa como absorbente de CO2 y por el otro se produce más gases 

con la combustión, al que luego se unirán los del transporte, producción, distribución y 

posterior quema del combustible resultante. O triple, porque en muchos casos además de 

selva se queman turberas que actúan como esponjas absorbentes de CO2 que al secarse 

o destruirse lo desprenden de nuevo. Casi la mitad de los 22,5 millones de hectáreas de 

turberas de Indonesia ya han sido taladas y drenadas para el aceite de palma. 

En zonas como Kalimantan central se hallan muchas de esas turberas. Estas son también 

secadas para la implantación de plantaciones de palma aceitera o lo que es peor, son 

quemadas en los incendios de selva. Al desaparecer ésta, al secarse, despide también el 

carbono almacenado. Sólo en Indonesia el carbono desprendido por impacto en turberas 

alcanza los 600 millones de toneladas y el estimado por deforestación de 2.6 billones de 

toneladas por año. Consecuentemente, uniendo el carbono desprendido por fuegos y destrucción 

de turberas, Indonesia se colocaría en tercera posición como productor de CO2 

(tras China y los Estados Unidos) tras haber sido el 26º. Un factor terrible si entendemos 

que el presunto objetivo subyacente a todo este desastre es el paliar el cambio climático. 

La provincia de Riau de 9 millones de hectáreas (casi la extensión de Portugal) cuenta 

con 4 millones de hectáreas de turberas que almacenan 14,6 gigatoneladas de carbono. La 

quema de todas estas turberas emitiría el equivalente a las emisiones globales de dióxido 

de carbono de un año o el equivalente a cinco años de emisiones de todas las centrales de 

energía de combustibles fósiles. En Riau se encuentra una cuarta parte de las plantaciones 

de aceite de palma de toda Indonesia de las que un tercio están asentadas sobre turba. 

Una de las empresas activas en Riau con una planta procesadora de aceite de palma 

es Murimi Samsam, filial de Wilmar International Ltd, el mayor grupo de la industria 

agroalimentaria de Asia. Murimi Samsam tiene un largo historial de abusos de los derechos 

humanos y escándalos socio-ambientales, entre ellos los provocados por esta planta 

cercana a la reserva natural de Balai Raja donde se protegen los pocos elefantes de la 

región. El gobierno también ha concesionado a la empresa tierras comunales que antes 

cultivaban para otros fines. En Riau, el 70 por ciento de la tierra pertenece a la industria


de las plantaciones y el 23 por ciento se considera como bosque protegido por lo que las 

comunidades se han quedado sin tierra. Murimi Samsam fue incluida en el mercado de 

MDL a través de un proyecto de energía de biomasa, que supuestamente genera energía 

para la elaboración de aceite de palma a partir de sus mismos residuos. Por ello Murimi 

Samsam esperaría obtener alrededor de 8 millones de dólares, sin abordar ninguno de los 

impactos sociales ni ambientales de la producción de la palma y su aceite mencionados 

así como la deforestación de que es también responsable en la zona. El pasado mayo del 

2010 Greenpeace consiguió que el ministerio de Medio Ambiente indonesio firmara un 

compromiso de no dar más licencias para desarrollar proyectos en zonas con turberas. 

Otra contribución al cambio climático de la palma aceitera es la quema de restos de 

palma en la producción de aceite. Para producir el aceite sólo se utiliza un 10 % de la 

palma, el resto es deshecho. A nivel mundial se calcula que se producen por año 200 millones 

de toneladas de biomasa de este árbol y 25 toneladas de deshechos, según el Doctor 

G. Pauli (Fundación Zeri, 1999). De estas 25 toneladas de deshechos una parte importante 

es incinerada produciendo más CO2. 

Los monocultivos de palma están asociados también con erosión pues tras eliminar 

la selva los suelos quedan expuestos a las tormentas y los nutrientes barridos. Esta erosión 

por otro lado incide en la contaminación y sedimentación en los flujos acuáticos afectando 

el acceso a agua de ecosistemas y poblaciones. 

Jakarta y Kalimantan son ahora además las zonas más contaminadas de Indonesia 

(mayo 2010) como lo atestiguó el propio ministro de Medio Ambiente, con una pobre 

calidad de agua, y contaminación de ésta y del aire. En Kalimatan (Borneo) las causas de 

la degradación son las minas con vertidos a los ríos y acuíferos y las plantaciones de palma 

aceitera que el ministro apuntó “usan fertilizantes químicos que contribuyen a la polución 

del agua”. Añadir a esta contaminación la provocada por la industria procesadora de 

aceite a la que se le asignan 2,5 toneladas de residuos por tonelada procesada. 

En parte una de las razones es la incapacidad para imponer la ley o asegurar protecciones 

ya establecidas. Además de su importancia ambiental, la degradación a la que se ha 

llegado en estas zonas ha provocado desastres naturales como sequías, inundaciones y 

deslizamientos de tierras. Las compañías productoras de aceite de palma obtienen del 

gobierno contratos por tierras dentro de zonas de máxima conservación forestal. Arrasan 

con la madera talando los árboles, atrapan o matan los animales para venderlos en el 

excéntrico mercado de animales tropicales, luego queman el resto de la selva para convertirla 

en un monocultivo. 

Entre las principales empresas internacionales que encontramos en Indonesia en el 

cultivo de palma y producción de aceite están las gigantes Cargill, ADM-Kuok-Wilmar 

y Synergy Drive, la mayor comercializadora mundial de aceite de palma y exportadora a 

otros gigantes del Norte como Cadbury’s, Nestlé y Tesco. 

Si esto no era suficiente, debemos añadir a esta debacle casos de corrupción en los que 

se incluyen las mismas compañías. El pasado mayo 2010 la Comisión para la Erradicación 

de la Corrupción inició una investigación en el sector forestal a 470 compañías operando 

en Borneo a las que se acusaban de costar al estado indonesio 100 billones de dólares. Esta 

Comisión se refiere al sector forestal indonesio como “una fuente de corrupción infinita”. 

La corrupción galopante instigada por empresas y gobiernos con el fin de asegurarse 

tierras en países clave como Indonesia y Papua Nueva Guinea socava toda posibilidad real 

de que se produzca un reparto de beneficios. Aunque la gobernanza es un verdadero problema, 

la presión original procede de actores del Norte, como bancos, instituciones finan- 

303

304 


financieras internacionales y comerciantes. Si no se reconocen estas estructuras desiguales 

de poder global, todo programa mundial para la protección de los bosques, independientemente 

de si se basa en el mercado o en la asignación de fondos, está destinado al 

fracaso. 

Otro aspecto a incluir es el impacto en la población. Comunidades indígenas demandan 

derechos de propiedad de terrenos ya que sólo un dos por ciento de los pueblos indígenas 

en Indonesia tienen derechos legales sobre sus tierras. Las comunidades se ven 

atrapadas asfixiadas por el avance de la palma, muchas veces convirtiéndose en esclavos 

en las plantaciones. 

Hasta julio de 2007, Sawit Watch llevaba registrados más de 500 conflictos aún sin 

resolver vinculados a las plantaciones de palma en Indonesia. El Foro Permanente para 

las Cuestiones Indígenas de la ONU alertaba en 2007 que 60 millones personas pertenecientes 

a comunidades indígenas en todo el mundo corrían el riesgo de perder sus tierras 

y sustento de vida debido a la expansión de las plantaciones de agrocombustibles. Sólo en 

Kalimatan Oeste, 5 millones de personas han sido desplazadas de sus tierras y hogares por 

la expansión de las plantaciones de palma. 

Como hemos mencionado en el caso de Riau y la empresa Murini Samsam, estas son 

priorizadas por el gobierno a las poblaciones autóctonas a las que arrebatan sus tierras. La 

población local, como ocurre en muchos otros casos de actividades extractivas de recursos 

(minería, petróleo) pasan a engrosar la mano de obra de la empresa. En este caso, los 

trabajadores de la fábrica Murini Samsam trabajan siete horas al día, seis días a la semana 

y medio día el restante, pero algunas veces haciendo turnos dobles también. Los trabajadores 

ganan entre 800.000 y 1.000.000 rupias al mes (80-100 dólares). Estos han tenido 

muchos conflictos con la empresa, sin estar lo suficientemente organizados por lo que 

no son capaces de plantar cara. Informan de accidentes frecuentes, como quemaduras o 

incluso casos de pérdida de brazo. 

5. Indonesia: archipiélago de biodiversidad 

Indonesia es un país único por configurarse de muchas islas, 17,508 de las cuales sólo 

6,000 están habitadas. De éstas de la isla), Borneo, Sumatra, Sulawesi (Célebes) y Java son 

las mayores. Por configurarse por tantas islas y ser estas espacios reducidos de ecosistemas 

en los que se facilita la exclusividad de las especies, Indonesia cuenta una gran riqueza de 

biodiversidad. Además se encuentra en camino entre los continentes de Asia y Oceanía 

dividiéndose en dos zonas zoogeografías divididas por la línea imaginaria de Wallace entre 

las islas de Borneo y Sulawesi: Sundaland al oeste y Wallacea al este. Al oeste de la línea 

se encuentran especies sobre todo emparentadas con asiáticas y al este con oceánicas. Así 

Indonesia es el país de mayor biodiversidad del mundo detrás de Brasil y es uno de los 17 

países mega-diversos que contando con 10% de la superficie terrestre cuentan con 70% de 

la biodiversidad 4 . 

Indonesia cuenta con 7 familias y órdenes biológicos exclusivos. También con 48 Géneros 

de plantas vasculares en las que se incluyen 10.000 especies distintas y entre su 

fauna con 247 especies de mamíferos, 368 especies de aves , especies de reptiles 208, 136 

especies de Anfibios, una familia exclusiva de peces como los Telmatherinidae y 363 especies 

de peces de agua dulce y 140 especies de peces marinos. Otras especies endémicas 

de Indonesia incluyen distintas clases de pájaros del paraíso, 86 especies de mariposas del 

algodoncillo, etc.


La línea imaginaria de Wallace 

En las pasadas eras glaciales el nivel del agua era más bajo y animales transitaron entre 

las islas desde los continentes. Así se encuentran tigres, rinocerontes, elefantes, leopardos, 

etc pero que evolucionaron como especies distintas: el tigre de Sumatra es el menor de 

su clase. La especie endémica más famosa de Indonesia es el orangután que habita en las 

islas de Borneo y Sumatra constituyendo dos especies distinta. Los orangutanes son primates 

de gran inteligencia que utilizan herramientas. En la zona Wallácea se encuentran 

hasta 126 especies endémicas: tarseros (primates), macacos, anoas (búfalos), babirusas, 

canguro arbóreo de manto dorado (bondegezou), el dragón de Komodo, el mayor lagarto 

del mundo, etc. 

Sin embargo en los últimos años toda esa biodiversidad está seriamente amenazada por 

la desaparición de la selva y otros ecosistemas por el desarrollo principalmente de cultivos 

de palma africana aceitera (Elaeis guineensis) aunque estas explotaciones van unidas a 

otras actividades como tala de madera, captura y caza de animales, etc. 

Deforestación en Indonesia: caso de Borneo (1950-2020) 

305

306 


Aunque toda esta biodivesidad no pertenece únicamente al medio selvático (Indonesia 

es rica también en ecosistemas islas de coral de Sunda Islands, las Kapuas, los lagos de 

Sulawesi central) pero sin ninguna duda la rápida y total deforestación que está experimentando 

este archipiélago esta afectando y amenaza muchas de esta multitud de especies 

únicas en el mundo.Indonesia es el segundo país en el mundo en deforestación detrás de 

Brasil y muy por delante que otros pues en él ha tenido lugar del 2000 al 2005 el 17% de 

la deforestación del mundo (en Brasil el 27%; el siguiente país, Myanmar (Birmania) es 

del 4%). En Indonesia desaparecen casi 2.000 hectáreas por año mientras que en Brasil se 

superan las 3.000. 

La deforestación y destrucción ecológica producida por los monocultivos conlleva 

otros problemas como desplazamientos de población, contaminación de suelo, agua y 

aire, y emisiones de gas invernadero y por tanto calentamiento global. Indonesia es el tercer 

mayor emisor de CO2, tras China y Estados Unidos. 80% de las emisiones de CO2 de 

Indonesia provienen de la deforestación y 50% (unos mil millones de toneladas de CO2) 

como resultado de la destrucción de turberas. 

La deforestación es la segunda fuente mayor de contribución de CO2 en el mundo. Las 

selvas tropicales de Indonesia junto aquellas de la Amazonía y del Africa ecuatorial Africa 

son los pulmones del planeta. Los bosques contienen más carbono que la atmósfera en su 

conjunto ya que almacenan más de 650.000 millones de toneladas de carbono: un 44 % 

en la vegetación (árboles y otros), 11 % en madera muerta y hojarasca y 45 % en el suelo. 

Por lo tanto, el objetivo de combatir el cambio climático usando biocombustibles se 

pone por lo menos en cuestión con el caso de Indonesia, pero también en general pues el 

alcanzar los niveles planteados sin reducir el consumo en transporte, producción energética, 

industria, etc. supondría los mismos impactos. 

Desde 2008 las importaciones de palma aceitera en el País Vasco han experimentado 

un incremento considerable coincidiendo con la implantación de procesadoras de agrocombustible. 

Así en 2010 se superaron las 35.000 toneladas, de las cuales más de un 96% 

provenía de Indonesia. Así, una de las empresas importadoras, Biocombustibles de Ziérbana 

iniciaba su actividad en enero del 2009 con 3.000 toneladas de aceite de palma procedentes 

de Indonesia.


6. Impacto en fauna: primates y otros mamíferos 

Dentro de estas selvas destruidas e incendiadas habitan muchas especies animales, muchas 

de ellas endémicas. Entre ellos mamíferos únicos en el mundo que están sufriendo 

gran riesgo por su continuidad como especies. Tales son los casos del elefante asiático, 

el tigre de Sumatra, el orangután de Borneo, el rinoceronte de Sumatra, el oso de sol o el 

mono proboscis 

Sólo existen de 30 a 40 rinocerontes de Sumatra, que además están dispersos y aislados 

en sus hábitats. La subespecie de elefantes también suma de 1,500 a 2,000. En la isla de 

Sumatra habitan 400 tigres de esta especie. En 1980 había 1000. 

El orangután de Borneo (Pongo pygmaeus morio) es endémico y se conocen unos 

11,000 ejemplares que se han reducido en 90 % en los últimos 200 años (7,300 en Sumatra). 

Los bosques bajos en los que habitan los orangutanes son unos de los primeros en 

desaparecer. Los propietarios de las plantaciones además han declarado la guerra al orangután 

porque se come las plantas jóvenes de palma aceitera. Contratan cazadores a los que 

les pagan unos 9 € por mano derecha de orangután, la muestra de que han matado un 

ejemplar de este primate. Irónicamente, todas las especies de primates están protegidas 

por la ley de Conservación de Especies en Indonesia. 

La Fundación para la Supervivencia del Orangután de Borneo cuenta con dos centros 

con unos 800 individuos rescatados sobre todo de plantaciones de palma aceitera. El centro 

de Kalimantan se ha visto incapaz de devolver orangutanes a la libertad por la falta de 

ecosistemas que garanticen su supervivencia. En el centro de Kalimantan la situación es 

todavía peor ya que no se ha devuelto ninguno en una década. 

Al igual que la desaparición irrevocable de la selva indonesia, se estima que el orangután 

se extinga como especie antes del 2025. Su población es de 50,000 en Borneo y 7,000 

en Sumatra. Pero son asesinados de 5,000 a 10,000 por año. 

BIBLIOGRAFÍA 

Knudson, Tom (2009) “The Cost of the Biofuel Boom: Destroying Indonesia’s Forests”, 

Biodiversity Climate Forest Pollution & Health Asia North America. 

Llano, Karmele “Malu-Malu: el mono tímido” (International Animal Rescue (IAR)) 

KOTA KINABALU “Rare species of mammals in Sabah under threat of extinction” 

(2010-05-24). 

“The Last Stand of the Orangutan: State of Emergency found that forests in Indonesia 

and Malaysia” (informe de la ONU). 

MacKinnon, Ian (The Guardian, 2007) “Palm oil: the biofuel of the future driving an 

ecological disaster now”. 

“Otra verdad incómoda - Cómo las políticas de biocombustibles agravan la pobreza y 

aceleran el cambio climático” (Oxfam). 

Carbon Trade Watch, “El mercado de emisiones cómo funciona y por qué fracasa”. 

Simamora, Adianto P. , “Jakarta, Kalimantan the most polluted areas: Govt index” (The 

Jakarta Post 05/26/2010). 

Houtart, François: “Palma africana: un proyecto mundial socialmente y ecológicamente 

destructor”. 

CARBON TRADE WATCH, “NO REDD!- UNA LECTURA CRÍTICA: una colección 

307

308 


de artículos escritos por REDD Monitor, Global Justice Ecology Project, Censat Agua Viva, 

Amazon Watch, Acción Ecológica, OFRANEH, Movimiento Mundial por los Bosques 

Tropicales, COECOCEIBA-AT, Carbon Trade Watch, Marea Creciente, Grupo ETC y la 

Red Indígena Ambientalista”. 

http://indonesiaforest.webs.com/rehabilitation.html. 

NOTAS 

1 Accionistas: Eolia de Inversiones (25%), Caja Rural de Navarra (17,5%), Igor (8,75%), Bionor (20%), 

Entaban Ecoenergía (20%) y Fórmula Intro (8,75). 

2 En diciembre 2008 la crisis frenó inversiones de 210 millones en proyectos energéticos dejando dos de 

las cinco plantas de biocombustibles de 180 millones del Puerto bilbaíno, en el aire. 

3 Ecuador (150,000 ha), Colombia (130,000) y Brasil ( 100,000), Honduras (50,000), Venezuela (30,000), 

Costa Rica (30,000), Peru (15,000), Guatemala (15,000), República Dominicana (9,000), Nicaragua (4,000), 

México (4,000) (datos de la FAO: www.fao.org/docrep/005/y4355e/y4355e03.htm). 

4 Estos se reunieron en México en 2002 para analizar políticas conjuntas de defensa de biodiversidad. 

Como resultado concluyeron una declaración conjunta, la Declaración de Cancún.

LOS GRAMALOTALES: PASTURAS ACUÁTICAS DE GRAN IMPORTANCIA 

ECOLÓGICA EN LA AMAZONIA 

Resumen 

JUAN CARLOS ARIAS 

Los gramalotales son asociaciones de plantas acuáticas, especialmente conformadas por 

pastos del género Paspalum, conocidos en la amazonia colombiana como gramalote. Estas 

asociaciones vegetales se encuentran en las riberas de los ríos, lagos y lagunas de la amazonia, 

y juegan un papel clave en la ecología de los ecosistemas acuáticos, al favorecer la retención 

de nutrientes, brindar alimento, albergue y protección a especies de fauna acuática, 

desde microorganismos acuáticos hasta grandes mamíferos. Los gramalotes también juegan 

un papel fundamental en la conformación de lo paisajes acuáticos y su evolución hacia 

ecosistemas terrestres, al acelerar procesos de sedimentación que permiten la creación de 

playas, islas y bosques. 

L os gramalotales o asociaciones de pastos acuáticos y otras macrófitas, se dibujan en 

las orillas y márgenes de ríos, riachuelos y lagunas de la región amazónica, donde 

crecen al vaivén de las aguas, crecen cuando el río crece, permanecen firmes cuando los 

ríos disminuyen y ayudan a dibujar el paisaje de las riberas al permitir el ciclaje de nutrientes 

y brindar albergue y alimento a microorganismos, pequeños vertebrados y grandes 

mamíferos. 

Aunque los gramalotales son mucho menos diversos que los bosques amazónicos, pues 

están compuestos por un pequeño número de especies, juegan un papel ecológico vital 

para la salud y funcionamiento de los ecosistemas acuáticos, y en la transición de éstos 

con los ecosistemas terrestres. Estas comunidades de macrófitas están conformadas por 

varias especies de pastos del género Paspalum principalmente y otras plantas acuáticas. 

Para Colombia se tiene el registro de las especies P. repens, P. conspersum, P. orbiculatum, 

Echinochloa polystachya (Paoceae), Eichornia crassipes (Pontederiaceae), Salvinia sprucei, 

S. auriculata (Salviniaceae), Azolla caroliniana (Azollaceae), L. helminthorrhiza, L. peploides, 

L. peruviana (Onagraceae), Pistia stratoides (Araceae) (base de datos del Herbario 

Amazónico Colombiano COAH, http://www.sinchi.org.co/herbariov). En lagos y lagunas, 

donde las aguas presentan poca corriente presentan mayor número de especies por la 

presencia de macrófitas flotantes, y en los ríos la diversidad se reduce a dos o tres especies 

con capacidad de enraizamiento (Jiménez 1994). En ríos de aguas negras y caños secundarios 

de aguas de origen amazónico, se presentan especies de la familia Cyperaceae. 

Los gramalotes por ser plantas flotantes pero con sus raíces enclavadas en el lecho de 

los ríos, ayudan a proteger las márgenes de los ríos contra la erosión causada por la acción 

de las aguas; en la actualidad también ayudan a disminuir la fuerza con la cual impacta 

el oleaje causado por los motores fuera de borda reduciendo su fuerza erosiva. Al reducir 

la velocidad de la corriente, permiten la acumulación de sedimentos en las riberas y por 

lo tanto la conformación de suelos ricos en nutrientes. Estos nutrientes son aprovechados 

por especies animales y vegetales, e incluso por el hombre amazónico en épocas de aguas

310 


bajas cuando utilizan estos suelos para la siembra de especies alimenticias como arroz 

(Oryza sativa), yuca (Manihot esculenta), fríjol (Paspalum spp.), sandía (Citrullus lanatus), 

melón (Cucumis melo), entre otras. 

Los gramalotes, además de retener nutrientes que arrastran las aguas de los ríos, presentan 

una alta productividad. En época del ascenso estacional de las aguas de los ríos 

desarrollan tallos que les permiten continuar flotando en las superficies; se ha llegado a 

estimar tasas de productividad primaria neta (PPN) de 3,05 g/m2/día para P. repens (Sabatini 

1985) y una biomasa total entre 6 y 25 ton/ha para comunidades de gramalotales 

compuestas por P. fasciculatum, Oryza perennis, Luziola spruceana y Hymenachne amplexicaulis 

(Junk & Piedade 2003). Lewis et al (2001) plantean que los ecosistemas de plantas 

acuáticas flotantes presentan una productividad primaria por unidad de área mayor que 

la que presentan los bosques inundables, representada en forma de detritos y hojarasca. 

Cuando el nivel de las aguas desciende, las raíces quedan sobre las playas y comienzan un 

lento proceso de descomposición, que al llegar nuevamente la época de creciente, liberan 

nutrientes y facilitan la generación de nuevos rebrotes. 

En sí mismo, los gramalotales constituyen un ecosistema dinámico. Las raíces desarrolladas 

en época de aguas altas brindan soporte a organismos acuáticos que necesitan sustratos 

para su subsistencia. Albergan en sus raíces y tallos a microorganismos, rizofauna 

invertebrada y pequeños peces, que en época de inundación encuentran abundancia de 

hábitat para su supervivencia, y en época de estiaje cuando se reduce la disponibilidad de 

sitios de refugio, restringen su presencia a las limitadas áreas de macrófitas. Se ha encontrado 

que los invertebrados son más comunes y con mayor biomasa en los gramalotales 

que en las zonas de aguas abiertas (Lasi 1993, citado por Lewis et al 2001, Neiff & Neiff 

2006). A la vez que sirven de refugio y hábitat también ha sido planteado que los fragmentos 

de gramalotes que se desprenden de las riberas, y que son arrastrados por las corrientes, 

pueden actuar como “balsas” que sirven de transporte para invertebrados, peces 

y pequeños anfibios que se refugian en ellos, ayudando a dispersar especies a lo largo de 

la cuenca (Schiesari et al 2003). 

Las agrupaciones de macrófitas han sido reconocidas como un hábitat para la crianza 

y el desarrollo de juveniles de muchas especies de peces (Goulding 1980, Junk 1984, 

Sánchez-Botero & Araujo-Lima 2001, citados en Correa 2005, Jiménez 1994). Las agrupaciones 

de macrófitas brindan resguardo para los peces juveniles protegiéndolos contra el 

ataque de peces depredadores y el fitoplancton zooplancton, perifiton y materia orgánica 

en descomposición que se encuentran en las raíces sumergidas, son despensas de alimento 

para los pequeños peces y estadíos juveniles. En los gramalotales se ha encontrado 

que albergan principalmente especies de peces detritívoros e insectívoros; los bosques 

inundables, en contraste, son más diversos en especies de peces frugívoras. En ecosistemas 

acuáticos estudiados en Mamirauá (Brasil), se ha calculado que la productividad piscícola 

de las agrupaciones de macrófitas superan la productividad de los bosques inundables de 

aguas negras, con valores de 31,2 g de peces/m2/año (Correa 2005). 

El papel que las agrupaciones de macrófitas desempeñan en el ciclo de nutrientes para 

los organismos acuáticos, trasciende también hacia los grandes mamíferos. Las toninas 

o delfines rosados (Innia geofrensis) se ven favorecidos por la presencia de estos hábitats, 

pues allí se dan las condiciones favorables para la reproducción y el refugio de especies 

de peces que le sirven de alimento durante todo el año (Rodríguez 2000), como el caso de 

pirañas o caribes (Pigocentrus caribe, Serrasalmus rhombeus), curitos (Hoplosternum littorale), 

tucunarés o pavones (Astronotus ocellatus, Cichla orinocensis) (Machado-Allison

Juan Carlos Arias 

1990, Hurtado et al 1997; citados por Rodríguez 2000). Los habitantes ribereños de la 

Amazonia, indígenas, colonos, caboclos, han aprendido la ventaja que estas zonas de gramalotales 

tienen como sitios de refugio de peces, y al igual que los delfines buscan allí sus 

presas; los pescadores los utilizan como sitios para la pesca, extendiendo allí sus redes y 

anzuelos. En el sector colombiano del río Amazonas, el 60% de las capturas de peces en el 

gramalote tienen interés para los pescadores, especialmente como especies ornamentales 

y de consumo (Jiménez 1994). Son también sitios donde se realiza la búsqueda y caza de 

caimanes, los cuales encuentran allí refugio y alimentación. 

Además de servir como despensa alimentaria para algunas especies de animales, también 

son fuente directa de alimento para grandes herbívoros o consumidores de primer 

orden. Los manatíes (Trichechus inunguis) uno de los grandes mamíferos acuáticos de la 

Amazonia, son grandes consumidores de Paspalum, tanto en épocas de aguas altas cuando 

el recurso alimenticio es abundante como en aguas bajas cuando el alimento escasea, y 

este pasto es el principal elemento que ha sido encontrado en los contenidos estomacales 

de esta especie (Montgomery et al 1981, Colares & Colares 2002). Similarmente, el roedor 

más grande del mundo, el chigüiro (Hydrochaeris hydrochaeris), mamífero de carácter 

anfibio, encuentra en Paspalum una alternativa alimentaria cuando escasean otro tipo de 

pastos y plantas acuáticas, y en general es la segunda especie más abundante en su dieta 

(Borges & Colares 2007). 

Los grandes mamíferos herbívoros mencionados son tal vez el principal control biológico 

para los gramalotes, quienes pueden mantener en forma regulada la abundancia de 

estos pastos acuáticos en las lagunas. Cuando la presión de caza afecta las poblaciones de 

estos mamíferos puede darse un desarrollo desmesurado de las extensiones de gramalotes. 

De esta forma los pastos acuáticos pueden señalar un estado de diagnóstico de la salud de 

los ecosistemas acuáticos, donde el crecimiento desmesurado de gramalote implica la pérdida 

de la superficie efectiva del espejo de agua y el inicio de la transformación del paisaje. 

Al favorecer la retención de sedimentos, los gramalotes ayudan a acelerar los procesos 

de eutroficación de lagos y lagunas, favoreciendo el inicio de procesos sucesionales que 

pueden llevar a la transformación de lagunas en pantanos. Su papel en la conformación de 

suelos, producción de hojarasca retención de nutrientes y semillas, ayuda a reconfigurar el 

paisaje de humedales y pantanos, siendo uno de los primeros pasos para la conformación 

de nuevos bosques. También cumplen un papel fundamental en la sucesión vegetal de 

islas (Sabatini 1985), permitiendo la expansión de su superficie terrestre. 

Aunque a veces los gramalotales son considerados como un problema para la navegación 

fluvial, cuando su crecimiento aparentemente desmesurado cierra la entrada a lagunas 

y caños, se ha encontrado que desempeñan un papel de “filtros” que retiene gran parte 

de la microbiota acuática de los lagos e impide su salida hacia la corriente principal del río, 

manteniendo de esta forma la productividad de los lagos y las superficies de inundación 

(Hamilton et al 1990). Esta característica es importante para la conservación de las redes 

tróficas de los lagos amazónicos, especialmente aquellos de aguas negras cuyos niveles de 

productividad primaria son bajos. 

Como puede apreciarse, estas asociaciones vegetales, poco exuberantes a primera vista, 

que se dibujan como simples velos que se extienden desde los bosques hacia las superficies 

abiertas de lagos y río, desempeñan un papel fundamental para el equilibrio hidráulico y 

biológico de los ecosistemas acuáticos. Por tanto, debe darse la importancia que merecen 

y favorecer su conservación. Aunque sencillos y modestos, los gramalotes son una pieza 

clave en el gran engranaje de la Amazonia. 

311

312 

BIBLIOGRAFÍA 


Borges L. do V. & Colares I.G. 2007. ‘Feeding habits of capybaras (Hydrochoerus hydrochaeris, 

Linnaeus 1766)’, in the Ecological Reserve of Taim (ESEC - Taim) - south of 

Brazil. Brazilian Archives of Biology and Technology 50(3): http://www.scielo.br/scielo. 

php?script=sci_arttext&pid=S1516-89132007000300007&lng=en&nrm=iso&tlng=en. 

Colares I.G. & Colares E.P. 2002. ‘Food plants eaten by amazonian Manatees (Trichechus 

inunguis, Mammalia: Sirenia)’. Brazilian Archives of Biology and Technology 45(1): http:// 

www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S1516-89132002000100011. 

Correa S.B. 2005. ‘Comparison of fish assemblages in flooded forest versus floating 

meadows habitats of an upper Amazon floodplain (Pacaya Samiria National Reserve, 

Peru)’. Thesis, University of Florida. 69p. http://etd.fcla.edu/UF/UFE0009463/correa_s. 

pdf. 

Hamilton S.K., Sippel S.J., Lewis Jr. W.M. & Saunders III J.F. 1990. ‘Zooplankton abundance 

and evidence for its reduction by macrophyte mats in two Orinoco floodplain lakes’. 

Journal of Plankton Research 12(2): 345-363. 

Jiménez, L.F. 1994. ‘La comunidad íctica presente en las zonas de los gramalotes ubicados 

sobre le margen colombiano del río Amazonas’. Tesis. Universidad Nacional de Colombia. 

Bogotá. 

Junk W.J. & Piedade M.T.F. 2003. ‘Biomass and primary-production of herbaceous 

plant communities in the Amazon floodplain’. Hydrobiologia 263(3): 155-162. 

Lewis Jr W.M., Hamilton S.K., Rodríguez M.A., Saunders III J.F. & Lasi M.A. 2001. 

‘Foodweb analysis of the Orinoco floodplain base don production estimates and stable 

isotope data’. J. N. Am. Benthol. Soc. 20(29): 241-254. 

Montgomery G.G, Best R.C. & Yamakoshi M. ‘A Radio-Tracking Study of the Amazonian 

Manatee Trichechus inuguis (Mammalia: Sirenia)’. Biotropica 13(2): 81-85. 

De Neiff A.P. y Neiff J.J. 2006. DE NEIFF¹, Alicia Poi y NEIFF², Juan José. ‘Riqueza de 

especies y similaridad de los invertebrados que viven en plantas flotantes de la planicie de 

inundación del río paraná (argentina)’. INCI 31(3): 220-225. ISSN 0378-1844. 

Rodríguez W.J. 2000. ‘Contribución al conocimiento de la abundancia y frecuencia de 

uso del hábitat de la tonina de río Inia geoffrensis en el Parque Nacional Aguaro-Guariquito, 

estado Guárico, Venezuela. Bases para su conservación’. Tesis. Universidad Central 

de Venezuela, Facultad de Ciencias. http://www.monografias.com/trabajos30/habitattonina/habitat-tonina.shtml 

. 

Sabatini, R.A. 1985. ‘Dinámica y productividad de Paspalum repens Bergius (canutillo) 

en un ambiente léntico del valle aluvial del rio Paraná’. Revista Hydrobiologia Tropical 18 

(1): 3-11. 

Schiesari L., Zuanon J., Azevedo-Ramos C., Garcia M., Gordo M., Messias M. & Monteiro 

Vieira E. 2003. ‘Macrophyte rafts as dispersal vectors for fishes and amphibians in the 

Lower Solimões River, Central Amazon’. Journal of Tropical Ecology 19: 333-336.

FOREST CARBON MANAGEMENT AND CARBON TRADING: A REVIEW OF 

CANADIAN FOREST OPTIONS FOR CLIMATE CHANGE MITIGATION 

Summary 

DENISE M. GOLDEN, M.A. (PEGGY) SMITH & S.J. COLOMBO 

The forestry sector has significant potential to mitigate climate change. The implementation 

of the Kyoto Protocol kick-started the commoditization of carbon on an international 

scale. But, until recently, forestry offset credits were the “lesser” commodity in carbon trading. 

In spite of five years having passed since the KP came into effect, levels of anthropogenic 

greenhouse gas emissions reached record levels in 2008. To achieve Canada’s emission 

reduction targets, and to mitigate climate change, contributions from all sectors will be 

needed. As a result the sequestration of carbon by forests, and the potential of forest carbon 

offset projects and forest carbon trading are being evaluated. However, forests remain a contentious 

issue in international climate change negotiations and in domestic approaches for 

climate change mitigation. Carbon trading and forest carbon management have economic 

and policy implications. Canada has 30% of the world’s boreal forests and 10% of the world’s 

forest cover. We discuss how carbon trading and management of forest carbon in this significant 

terrestrial ecosystem can contribute to global efforts for atmospheric greenhouse 

gas emissions reduction, by strategies of either utilization or conservation. 


C anada’s boreal forests, the practice of forestry in them, and the rules for forestry offsets 

and the accounting for forest carbon, can have large consequences for meeting 

this country’s international commitments to mitigating climate change. The United 

Nations Framework Convention on Climate Change (UNFCCC) is an international 

mechanism through which concerns about anthropogenic causes of climate change are 

addressed. The UNFCCC proposed action on climate change using the Kyoto Protocol 

(KP), an agreement to address anthropogenic causes of global warming. The KP was ratified 

by Canada in 2002, and the agreement entered into force internationally in 2005 (UN- 

FCCC n.d.). As of 2009, 197 countries have ratified the Kyoto Protocol, the most notable 

exception being the United States. By being a signatory country, Canada committed itself 

to reducing emissions of six GHGs to a combined 6% below its 1990 emissions levels. The 

intent of the KP is to mitigate anthropogenic climate change through the reduction of 

greenhouse gas (GHG) emissions and the removal of GHGs in the atmosphere by carbon 

sinks, including forests (UNFCCC n.d.). For the most part the KP focuses on reducing 

emissions of six GHGs. Carbon dioxide (CO2) emissions caused by fossil fuel energy generation 

and use is the primary cause of anthropogenic climate change and therefore one 

of its major objectives, however the difficulty of achieving emissions reductions means 

that all targeted GHGs and their sources are important, including those related to forests 

and forest management. Tracking emissions is clearly necessary to achieve emissions reductions. 

For this reason, signatory countries agreed to submit annual GHG inventory 

reports to the UNFCCC on anthropogenic emissions of the six identified GHG emissions, 

such as those derived from national energy statistics in the types and amounts of fuels

314 


combusted (Gupta et al. 2003). 

Canada’s most recent National Inventory Report (NIR) (Environment Canada 2010) indicates 

that emissions have risen by 24% since 1990, from 592,000 kt CO2 eq in 1990 to 

734,000 kt in 2008 (Table 1). The emissions and emissions growth vary strongly by province 

and territory. Ontario has historically been the largest emitter, but in 2008, Alberta’s 

emissions exceeded those of Ontario by 54,000 kt CO2 eq (Table 1). Emissions growth 

has been lar-gest in Saskatchewan and Alberta, rising by 72.8% and 42.7% respectively 

between 1990 and 2008 (Table 1). 

Carbon (kt CO2 eq) 

Jurisdiction 1990 2008 Difference 

1990-2008 

Canada 592,000 734,000 142,000 24.0 

Alberta 171,000 244,000 73,000 42.7 

British Columbia 49,300 65,100 15,800 32.0 

Manitoba 18,600 21,900 3,300 17.7 

New Brunswick 15,900 18,000 2,100 13.2 

Newfoundland and Labrador 9,450 10,100 650 6.9 

Nova Scotia 19,000 20,900 1,900 10.0 

Yukon, Northwest Terrritories, 

and Nunavut 

2,051 2,160 109 5.3 

Ontario 176,000 190,000 14,000 8.0 

Prince Edward Island 1,980 1,970 -10 -0.5 

Quebec 82,800 82,000 -800 -1.0 

Saskatchewan 43,400 75,000 31,600 72.8 

% increase 1990- 

2008 

Table 1. Greenhouse gas emissions for Canada, provinces, and territories in 1990 and 2008 (Environment 

Canada 2010). 

NIRs include mandatory reporting of emissions and removals due to land use change 

and optional (at present) reporting of emissions and removals due to forestry. Collectively, 

these are referred to as Land, Land Use Change and Forestry (LULUCF). The inclusion 

of removals by the LULUCF sector recognizes that biological carbon sinks store carbon 

absorbed by plants and that human activity can increase the size of these sinks. Canadawide, 

the forest land component of the LULUCF sector was a net sink of 77.5 Mt in 1990 

(forest LULUCF removals greater than forest LULUCF emissions) but a source during 

2002 to 2007 (emissions greater than removals). The recent trend of forests in the LU- 

LUCF sector being a source is due to natural disturbance, in recent years accentuated by 

the large scale mountain pine beetle outbreak in British Columbia and Alberta (Kurz et al. 

2008), but also attributable to forest fires and wood removed from forests by harvest. The 

accounting of harvested wood as an emission of CO2 to the atmosphere is based on a default 

assumption of the KP, in which harvested wood counts as completely being emitted 

at the time of harvest, even though it is known to be inaccurate as wood products in use 

and in landfill are increasing (Chen et al. 2008, Kurz et al. 2008). While the KP recognises 

the importance of forests as carbon sinks (Binkley et al. 2002), the use of forests to replace 

reductions in emissions was so contentious that comprehensive forestry-based mitigation 

activities were capped and limited in the early stages of KP negotiations (Purdon 2009).


The role of forests in climate mitigation is a subject of ongoing negotiations. 

Under the KP, measures for reducing GHG emissions and GHG removal by sinks are to 

be achieved primarily through national actions (UNFCCC n.d.). As an avenue for countries 

to meet their commitments, the KP established three international market-based 

mechanisms : i) emissions trading (ET), also known as the carbon market, in which carbon 

emission reductions are treated as any other commodity that can be bought and sold, 

ii) the Clean Development Mechanism (CDM), in which investment by an industrialised 

country in a sustainable development project in a developing nation that reduces GHGs 

can receive emission reduction credits, and, iii) Joint Implementation (JI) that allows 

industrialized countries that have ratified the KP to receive credits for GHG reduction 

projects in other developed or emerging industrialized countries that are also signatories 

to the KP (UNFCCC n.d.). These three mechanisms established carbon as a commodity 

on a global scale. While viewed as a step forward in climate change mitigation, these 

market-based mechanisms were not without their critics. Criticism of the KP included: i) 

concern that market-based mechanisms may perpetuate the continuation of GHG emissions 

through the purchasing of carbon credits instead of actual emission reductions, ii) 

uncertainty over whether carbon trading could achieve real and measureable emission 

reductions and, iii) the lack of a strong role for forest sinks in climate change mitigation 

(Binkley et al. 2002, Galatowitsch 2009, Purdon 2009). 

As a country with a large forest area, Canada has a particular interest in the role of 

forests and forestry in climate change mitigation. Canada’s forests are globally significant 

carbon stocks. This country’s forests hold 30% of the world’s boreal forest biome, covering 

552 million hectares, 307 million hectares of which are forested. For carbon accounting 

purposes, only managed forests are counted, which in Canada totals 236 million hectares 

in all forest biomes. Canada’s managed forest ranged from being a source of 137 million 

tonnes CO2 eq in 1995 to a sink of 174 million tonnes CO2 eq in 1992 (NRCan 2009). 

The carbon market is viewed as a significant tool for reducing emissions worldwide 

(WB 2009); it is considered the most cost-effective measure to achieve emission reduction 

targets (King 2008, Galatowitsch 2009, Purdon 2009). The forestry sector has significant 

potential to act as a carbon sink (Binkley et al. 2002, IPCC 2007) and management of 

forests for carbon uptake (sequestration) is seen as an important tool in climate change 

mitigation (Hurteau et al. 2008, Nair et al. 2009). In Canada, there are many examples 

of forests being used for climate change mitigation. The first forest carbon sequestration 

project was established in Saskatchewan in 2002, consisting of both planting understocked 

stands and creation of “Forest Carbon Reserves” where the harvesting of otherwise operable 

stands is prevented, with the calculation that not harvesting creates a larger carbon 

stock than harvesting and converting the trees to wood products 1 ( Lemprière et al. 2002). 

In British Columbia, the Haida Gwai “Climate Forest” is a project to restore coastal temperate 

rainforest to a carbon-rich old growth climax forest ecosystem 2 . In Ontario, large 

areas of the Far North have been set aside from development as a means of protecting 

their carbon stocks from management activities that might cause them to be reduced and 

a “fifty million tree” afforestation planting goal for 2020 has been set. These examples, 

although not an exhaustive list, demonstrate both the interest and willingness to make 

financial investment in forest carbon projects for emission reduction credits in Canada. 

This paper reviews current literature on forest carbon management as a measure to mitigate 

climate change relevant to Canadian forests and the evolution of forestry in the carbon 

marketplace. The literature review was based on governmental, non-governmental 

315

316 


and private sector websites, as well as a review of the academic, peer-reviewed literature 

searched through Web of Science from 2007. 

2. The Carbon Marketplace and the Evolution of Forest Carbon Credits 

Carbon trading is unique in that there may be no tangible product being traded – instead 

of a two by four or a tonne of paper, the product is a reduction in GHG emissions or 

an enhanced carbon sink. Carbon markets currently exist either because of governance 

mechanisms or as a voluntary measure in response to expected GHG regulations (Knox- 

Hayes 2009). Carbon credits, measured as one metric tonne of GHGs in CO2 eq are 

generated through either: i) project-based activities, also called offsets, which do not emit 

or emit less GHGs than would have occurred had the project not been undertaken, or ii) 

un-used emission allowances achieved when there has been an investment that reduces 

GHG emissions (examples include fuel switching and changes in industrial processes ) to 

achieve compliance (King 2008). Carbon transactions in 2008 were valued at USD$125B 

(Point Carbon News 2009, Purdon 2009). Thirteen emissions trading schemes, in both 

regulated and voluntary market systems (which emerged to meet carbon credit demands 

in the absence of regulated markets), either operate or are in the development or planning 

stages worldwide (Point Carbon News 2009). Each trading scheme defines its own rules 

for trading and standards for allowable carbon credits (Purdon 2009). In this paper, a detailed 

review of trading schemes is not possible and only a discussion of forestry carbon 

credits is presented. 

Forestry has always been the lesser-cousin in the carbon trading market, suffering from 

an image problem (Fehnse 2008), excluded from the European Union Emissions Trading 

System (EU-ETS) considered the largest and most mature system in the offset marketplace 

(Purdon 2009)-- or penalized as “temporary” credits thus depressing demand for forestry 

offsets (WB 2009). Many issues hinder the implementation of forest sequestration projects. 

During negotiations of the KP it was assumed that forestry carbon projects would 

reduce incentives to address the causes of climate change, especially the development and 

adoption of low-carbon energy solutions (Tavoni et al. 2007), with some countries instead 

claiming large C sinks in their managed forests (Kurz et al. 2008). The development of forestry 

carbon trading was also hurt by indecision on the criteria and rules to manage and 

account for C in forest projects funded under the CDM and JI (Schmidt 2009). 

For forestry projects to be part of C trading, several issues needed to be resolved, including: 

i) additionality – would the project not have happened otherwise, ii) permanence 

– the longevity and stability of the C pool sequestered, as over time forests can switch between 

being a C source and C sink, iii) leakage – when emission reductions by an activity 

occur in one area (i.e. conservation) inadvertently results in emissions in another location 

(i.e. harvesting or changes in forested land-use), and iv) ownership – a difference between 

rights to use the land (tenure) but not land ownership rights, thereby raising uncertainty 

about who has the right to sell C credits (Binkley et al.2002, Neeff et al. 2009, Purdon 

2009). Along with these complicating factors, over six years of carbon trading has brought 

to light additional hindrances in the development of forestry offset projects, including: i) 

barriers in financing offset projects, ii) complicated and onerous project documentation 

and registration processes which adds to transaction costs and lengthy approval times, 

and iii) incorporating sustainable development, social and community issues, and ecological 

soundness (Binkley et al. 2002, Tavoni et al. 2007, Galatowitsch 2009, Purdon 2009,


WB 2009, RRI 2010). Van Kooten (2009) argues terrestrial ecosystem C sink activities, 

such as forestry offsets, require cautious deliberation along with applicable institutions 

and mechanisms in advance of their inclusion in a carbon trading system. 

The current carbon marketplace, it has been argued, hinders forestry projects for small 

forest-owners; forests are subject to disturbances (i.e., fire and insect outbreaks harvest 

or land use changes) that reduce C stocks, exposing forest owners to a liability for C sold 

but no longer held (Bigsby 2009). Permanence, as currently assessed in forestry offsets, 

does not incorporate project specific risk analysis of potential C losses caused by forest 

disturbance, and therefore may not reflect an appropriate project C value (Hurteau et al. 

2009). Bigsby (2009) suggests an alternative to the current project-based offset system 

(permanent stores of C on a defined land base with a one-time payment) to a system of 

“carbon-banking.” These would be similar to capital investment mechanisms, in which 

those delivering the C sequestered (a deposit) receive annual payments and those using 

the C offset (a withdrawal) make annual payments. 

Despite the challenges, the use of forestry as a mitigation measure and interest in forest 

offsets has risen. In 2007, 18% of voluntary carbon market trades (7.6 million credits) 

were forestry offsets, and in 2008, the volumes of forest offset trades increased ,with 

many traders being first time buyers of forest offsets (Neeff et al. 2009). Along with growing 

interest in the voluntary market, forests are being addressed in regulatory and policy 

frameworks for offsets. This attention is seen in pending inclusion of forestry offsets in the 

EU-ETS, reduced restrictions within the KP for CDM forest projects, the consideration of 

wood products C as an allowable offset , and in increased forest conservation efforts such 

as the development of a mechanism to compensate for avoided deforestation in tropical 

countries – the United Nations Programme - Reduced Emissions from Deforestation and 

Forest Degradation (UN-REDD). 

3. Carbon Trading and Forestry Offsets in Canada 

In North America, the first mandatory emissions reduction scheme came into effect in 

Alberta, July 1, 2007, (Government of AB 2009). The four mechanisms the scheme offered 

were available to help large final emitters meet their emissions intensity targets. Alberta’s 

scheme allows forestry offset projects with the restriction that the offset project be within 

Alberta (C3 2009). Forestry offset protocols are under development with regard to wetlands 

(conservation and/or restoration) and direct emission reductions (i.e. changes in 

wood processing technology or processes), but avoided deforestation and improved forest 

management plans are not presently allowable as offsets 3 . 

Several Canadian provinces are participants with other jurisdictions in GHG emissions 

reduction networks. In 2007, Manitoba joined Iowa, Illinois, Kansas, Michigan, Minnesota, 

and Wisconsin in the Midwestern Greenhouse Gas Reduction Accord (termed the 

“Accord”) and is promoting consistency and integrity for offset projects as an effort to increase 

market confidence for offset projects within the participating jurisdictions (MGGR 

2010). A second group of jurisdictions joined together in 2007, forming the Western Climate 

Initiative (WCI). This group is a collaboration between four Canadian provinces 

(British Columbia, Manitoba, Ontario, and Quebec) and seven U.S. states (Arizona, California, 

Montana, New Mexico, Oregon, Utah and Washington), whose goals are to address 

climate change on a regional scale (WCI 2010a). In July 2010, the Accord, the WCI, and 

a third similar initiative, the Regional Greenhouse Gas Initiative (RRGI) -- a mandatory 

317

318 


capped CO2 market-based scheme for the power sector in ten states in the Northeast and 

mid-Atlantic of the United States, joined in a cooperative effort to share experiences in 

the design and implementation of regional cap-and-trade programs (WCI 2010c). Afforestation, 

reforestation, forest management, forest preservation and/or conservation, and 

forest wood products are being considered within this triumvirate of GHG emissions reduction 

networks (WCI 2010b). 

Several Canadian provinces have introduced carbon taxes and fines for non-compliance 

under regulated emission regimes. Alberta levies a fine of $15 CAD per tonne CO2 on 

large emitters that fail to reduce their emissions intensity by 12% 4 . Quebec, in 2007, was 

the first North American jurisdiction to introduce a tax on carbon, affecting fossil fuel 

distributers in the province. In 2008, British Columbia introduced a provincial carbon tax, 

with a plan to increase the tax to $30 per tonne CO2 by 2012 (Government of BC n.d.). 

A carbon tax could work in concert with offset credits if emitters are allowed to purchase 

offsets in lieu of paying the tax directly. In British Columbia, a form of cap and trade has 

been implemented for public sector organizations, which are mandated to reduce GHG 

emissions internally or purchase offsets from the Pacific Carbon Trust (PCT), a Crown 

Corporation (Government of BC 2008). The offset projects must take place in B.C. and 

can include afforestation, planting using select seed sources that have faster growth rates, 

increased timber volume and carbon content, and resistance to insects and disease, and 

forest fertilization (B.C. Ministry of Forests and Range 2010). In 2009, Ontario passed Bill 

185, a bill to promote a cap-and-trade GHG trading scheme (OMOE 2009). Stakeholder 

discussions are underway, with forestry carbon offsets in line with those identified by the 

WCI (OMOE 2009). 

Along with individual provinces developing carbon markets, the Canadian federal government 

set out Canada’s federal Offset System in 2007 (Government of Canada 2009). 

The federal system is being designed to encourage domestic reductions or removals and 

therefore limits CDM credits to 10% of total credits to meet compliance (EC 2009b). Afforestation 

and reforestation projects conducted in Canada are being considered as allowable 

offset projects (EC 2009a). However, CDM offsets will exclude credits from forest 

C sink projects as the Canadian government treats those credits as “temporary,” in 

alignment with KP rules (EC 2009b). 

4. Factors in Decision-Making for Forest Carbon Management and Carbon Trading 

Along with regulating climate, forest ecosystems provide a wide range of services and 

co-benefits to society. Forests cycle nutrients, provide flood control, supply timber, food 

and medicines, as well as, social and cultural settings and recreational spaces (MEA 2003, 

Seppälä et al. 2009). Dilemmas can arise if forest management is modified to maximize C 

sequestration without preventing conflicts with the other ecological functions, social or 

economic co-benefits (McCarney et al. 2008, Galatowitsch 2009). 

Efforts to increase forest C may affect biodiversity (Krcmar et al. 2005). A number 

of studies have demonstrated that forest management can achieve sustainability and increased 

C storage, while also allowing logging (Colombo et al. 2007, Garcia-Gonzalo et 

al. 2007, Neilson et al. 2007). Land ownership and cost-allocations-to-benefits faced by 

forest-based communities can create barriers to implementing C offset projects (Pinkerton 

et al. 2008), and others conclude that local governance, not national or international 

authorities, is more successful in delivering both C storage and co-benefits (i.e. food, flood


control) to forest communities (RRI 2010). 

Decisions about how Canadian forests can contribute to mitigating climate change requires 

an understanding of the size and mobility of carbon pools within forests. Forest 

carbon is present in live tree biomass, dead organic matter above ground and in the forest 

floor, and in forest soils (Kurz et al. 2008). Significant uncertainty exists about the size of 

all forest C pools, except for that in above ground live trees. This reflects the fact that forestry 

in Canada has used empirical measurements of forests for more than half a century 

with the objective of determining the amount of merchantable volume in forest stands before 

they are harvested. Non-merchantable above ground live tree biomass, below ground 

live tree biomass, understory vegetation, downed deadwood, the forest floor and forest 

soil, while having been the subject of carbon research studies, are not normally assessed 

in Canada’s extensive managed forests and consequently the size of these C pools is quite 

uncertain. In addition, the changes in forest carbon after disturbance and the ability of C 

sequestration to be increased by forest management are not well understood (Binkley et 

al. 2002, Gupta et al. 2003). For these reasons, a major difficulty in determining the size of 

allowable forestry offsets is the uncertainty about forest C sequestration potential (Nair 

et. al 2009). So too is the one-size fits all approach to default accounting procedures, such 

as that set by IPCC to count the carbon in harvested wood products as fully emitted at the 

time of harvest, when in fact oxidation of wood products carbon can take years to centuries 

(Chen et al. 2008). 

Studies of carbon-pricing indicate preferences can arise in the choice of tree species 

for afforestation, that if planted on a substantial scale, has the potential to impact global 

forest C sequestration (Sohngen 2009). Changes in global forest C sequestration may also 

be affected by “leakage” (Sohngen 2009) -- where activities to reduce or avoid GHG emissions 

in one location, such as forest conservation, adds pressure to log forests elsewhere 

to meet timber or biofuel demands. Galika and Jackson (2009) discuss the use of fertilization 

to increase forest C sequestration . Fertilization can increase forest biomass, but 

in some trading programs and allowable offsets standards (i.e. Voluntary Carbon Standard), 

accounting must include total project emissions, including life cycle emissions from 

synthetic fertilizer production and use, which lowers the net GHG benefit and discourages 

the project activity (Galika and Jackson 2009). Modeling energy strategies to reduce 

GHGs using wood as a biofuel feedstock show a potential for the diversion of forest timber 

supplies which may impact the availability of traditional forest products such as construction 

materials (Gustavsson et al. 2007, Nyström and Cornland 2003). 

In the medium to long-term, understanding how climate change will alter forest carbon 

stocks will be important. Positive or negative change in forest C sequestration depends 

on the nature of climate change within a specific region (Seppälä et al. 2009). Forest 

specific information or factors influencing emissions or accumulation of C, such as ecosite 

climate, soil, tree density, species composition, and management practices, improves 

modelling accuracy (Chen et al. 2008, Nair et al. 2009). Using appropriate information is 

particularly important for Canada, as the northern location of the boreal forest means it 

will probably be the first forest biome to experience large changes in climate (Fischlin et 

al. 2007, Bradshaw et al. 2009). Boreal forests are expected to shift poleward (Seppälä et al. 

2009) and increase in forest growth through elevated temperatures and longer growing 

seasons (Alam et al. 2008), provided other conditions, such as moisture and nutrients, are 

not limited (Johnston et al. 2006). 

319

320 


5. Standing Trees, Timber, & Biofuel – Choices for Carbon Management 

In Canada, the debate around using forests to mitigate climate change has fallen into 

two major camps: i) those who see the potential for increased C storage through managing 

forests, including logging, planting, more intensive silviculture, and the storage of carbon 

in wood products, and ii) those who argue for forest “conservation” in which industrial 

uses are reduced or prohibited and forested areas are treated as protected areas or parks 

with restricted uses as the means to retain and continue C storage. In the debate on “what 

counts” as a forest carbon credit, forestry sectors (e.g. industry associations) argue that a 

number of management practices that increase C stocks should be considered, including: 

i) flexible logging rotations, ii) the establishment of conservation areas, iii) C stored in 

wood and other forest products, and iv) avoided emissions when wood products are used 

in place of materials with greater GHG emissions (Binkley et al. 2002, Backeus et al. 2006, 

Lawson 2008). In comparison, forest conservation relies entirely on the accumulation of 

carbon in forests. Such a strategy excludes forest logging but presumably could employ fire 

suppression and insect control to reduce the extent and intensity of natural disturbances. 

Forestry activities to mitigate global warming hinge on the signals directed by climate 

change policy and markets (Binkley et al. 2002). Management for timber and carbon credits 

has been shown to directly impact forest management decisions, with high carbon 

prices leading to decreased timber harvesting (Backéus et al. 2006). When managing a 

forest for timber is less profitable than managing the same forest for conservation, “carbon 

investors will readily give away the potential financial returns from the timber investment 

to get low-price carbon credits” (Binkley et al. 2002). Timber supply modelling under potential 

climate change scenarios show that in the next 50 years, North American production 

could decline as a result of climate induced die-back in forests, coupled with trends 

in decreased investment in timber production due to low market prices (Johnston et al. 

2006, Seppälä et al. 2009). Decreased North American timber production could shift logging 

to other forest jurisdictions with less sustainable forestry practices, increasing global 

emissions from deforestation, and/or missed opportunities for increased forest C storage 

in managed forests. 

When timber harvesting and carbon credits are directly linked, the economics of forest 

C storage can change. For example, Colombo et al. (2007) estimate that between 2000 and 

2100, managed Ontario forests would provide wood products storing over 360 million 

tonnes of carbon, equivalent to 15.9 million tonnes CO2 annually. While conservation 

in place of logging also increases C stocks, forest C eventually reaches a maximum and is 

subject to loss by large scale disturbance, whereas C in wood products is a relatively secure 

pool which continuously accumulates as forests re-grow and are harvested repeatedly. 

In addition, reduced logging in one jurisdiction could have no net effect since demand 

can shift elsewhere with an effect on C stocks in some other jurisdiction (NRCan 2007, 

Sohngen 2009). Alternatively, if reduced harvesting affected the supply of timber for wood 

products, this could increase pressure for other more energy intensive building products 

in concrete and steel, or displace other wood products such as furniture (Lawson 2008; 

NRCan 2007; Suttie 2008).This could unintentionally increase overall emissions since, as 

reported for the United Kingdom, substituting one cubic metre of concrete/red brick with 

timber saves 1 tonne CO2, and maximising timber materials in a typical house construction 

can reduce CO2 emissions from 20 tonnes to 2.4 tonnes (Suttie 2008). 

There is also a carbon-price link between using forests for C storage and forest fuel


products (Backeus et al. 2006). The expansion of the biofuels industry, including fuels 

from wood stocks, is anticipated to have substantial impacts on global C storage (Negra 

et al. 2008). The success of a sustainable bio-forest energy sector will depend on: i) 

the economic viability of the biofuel supply, with secure markets and dependable supply 

chains, ii) demonstrated GHG emissions reduction, with reduced net CO2 emissions 

when changes in forest C are taken into account along with life cycle emissions from forest 

operations and biofuel production, and the displacement of fossil fuel emissions, and 

iii) greater social acceptance through stakeholder engagement in bio-plant development 

(Elghalia et al. 2007). Biofuel obtained by harvest of forest that would otherwise not have 

been harvested increases net GHG emissions for decades, if coal is replaced by wood pellets 

(Manomet Center for Conservation Sciences 2010). Backéus et al. (2006) show that 

as carbon prices increase, available biofuel feedstock decreases when feedstock is generated 

as a by-product after clear cutting. But when the biofuel feedstock is derived from 

trees harvested from thinning, there is a potential GHG mitigation benefit through both 

standing forest C storage and avoided emissions from fossil fuels. However, there is a tipping 

point in total C mitigation potential: when carbon prices increase thinning activities 

decreased more than clear-cut activities. (Backeus et al. 2006). In addition, different forest 

biofuel feedstocks have different carbon emission profiles. Dead wood obtained after 

natural disturbance could provide more volume than woody residues obtained after clear 

cutting (Dymond et al. 2010). Although bio-energy generated from wood left after natural 

disturbances will accelerate the release of GHG emissions compared to on-site decay, 

the energy is renewable, is a substitute for fossil fuels, and should be judged based on the 

combined changes in forest carbon and the life cycle emissions of each biofuel feedstock 

type (Dymond et al. 2010). 

In Canada, research has been conducted investigating afforestation with hybrid poplar. 

Dominy et al. (2010) report that while there are not enough private lands available to fully 

offset Canada’s emissions through C sequestration by tree planting in conjunction with 

biomass to replace fossil fuels, afforestation is an option in the suite of possible mitigation 

measures for addressing GHG emissions targets. At trading prices under $15/tCO2 eq 

the rate of return on investment ( 8-12%) is relatively low, but at expected higher future 

carbon prices ($16 to $32/tCO2 eq), in addition to benefits from wood fibre and other environmental 

services, the economics of afforestation could dramatically change (Dominy 

et al. 2010). 

Much of Canada’s forests have the potential for large scale forest disturbances from fire 

or insect attacks. The recent transition of Canada’s forests from a C sink to a C source is a 

result of large-scale insect outbreaks (Kurz et al. 2008). Current KP accounting practices 

in forest C consider wildfire as a CO2 source and fires present a significant threat to release 

GHGs; in some years fires represent 45% of Canada’s GHGs (NRCan 2007). Hurteau 

et al. 2008 argue that mechanical thinning could be used to reduce catastrophic standreplacing 

fires. Furthermore, without fuel reduction treatments such as thinning, wildfire 

can result in higher direct C emissions (Hurteau et al. 2009). Should thinning be applied 

to reduce fire extremes, thereby reducing GHG emissions, the use of the harvested trees 

in biofuel production could, as demonstrated by Backeus et al. (2006) and Dymond et 

al. (2010), emerge as a multi-pronged mitigation opportunity. Climate change mitigation 

agreements and offset policies that do not include credit for forest C management benefits 

(i.e. relative to baselines to account for natural disturbances from fires and insects, or C 

storage in harvested wood products) will discourage changes in forest management to 

321

322 


mitigate climate change (Kurz et al. 2008, Galika and Jackson 2009). 

A critical component in implementing any policy or program for forest C management 

is to understand how economic incentives for C sequestration will affect policy and legislation 

in sustainable forest management (McCarney et al. 2008). Key criteria for sustainable 

forest management in Canada include biological diversity and ecosystem productivity 

(CCFM 2006). Literature on managing multiple objectives, in particular, combining forest 

C management with timber and biodiversity is scarce (McCarney et al. 2008, Galika and 

Jackson 2009). According to McCarney et al. (2008) land-use specialization for timber 

and biodiversity, or timber and carbon, may be more effective in achieving management 

objectives. However, the price of carbon credits has an influence. When carbon prices are 

low, multiple-use forest management (timber, biodiversity and carbon) is the optimal use, 

but when carbon prices are high, land-use specialization increases (McCarney et al. 2008). 

Moreover, managing specifically for diversity, for either ecosystem productivity or mitigation 

objectives, may not in itself guarantee resistance or resilience to disturbance (Galika 

and Jackson 2009). 

One approach among the efforts to achieve both biological diversity and C sequestration 

is protecting ecosystems as conservation areas or parks. In 2009, the Ontario government 

passed the Far North Act, An Act With Respect To Land Use Planning and Protection 

in the Far North (Legislative Assembly of Ontario 2010). The Far North Act legislates 

50% “protection” of the northern boreal forest to uphold sustainable development of 

natural resources, and through a network of connected conservation lands proposes to 

provide habitat for species and “fight the effects of global climate change” (OMNR 2009). 

Primary forests are generally more resilient (stable, resistant and adaptive to change) and 

contain larger carbon pools, yielding both biodiversity and climate change mitigation 

benefits (Thompson et al. 2009). In Canada, 27.6 million hectares has been set aside as 

national parks, and Ontario provincial parks cover an area of 7.9 million hectares (NRCan 

2009). There is also a commitment through the Canadian Biodiversity Strategy to extend 

Canada’s network of protected areas (biologically and geographically) to include “natural 

regions” not yet represented (Johnston et al. 2006). However, according to Johnston et al. 

2006, “an interpretation of existing policy and planning frameworks in Canada suggests 

that protected area management plans tend to support continued protection of current 

ecological communities, while the definition of ecological integrity, in contrast, supports 

protection of the processes that would facilitate ecosystem adaptation to climate change”. 

Climate change impacts to forests could result in significant changes in the ecosystem 

services provided by forests (Seppälä et al. 2009) and many terrestrial protected areas 

are in locations not favourable for success under changing climatic conditions (Hannah 

2010). Protected areas, not just exclusive to forests, face multiple stresses and synergies 

between existing stresses (e.g. habitat loss, invasive species, moisture changes) that have 

not been factored into ecological modelling for the potential impacts of climate change, 

and fewer adaptation options exist for protected areas than for actively and extensively 

managed lands and waters (Johnston et al. 2006). Conservation of forests as a climate 

change mitigation strategy may require reassessment of the set aside land, and redefining 

“natural regions” (ecological integrity vs. biogeography) and terms for protection (managed 

or unmanaged). To use protected forests for their ability to store carbon with the 

changes brought about by climate change may well require management intervention, 

rather than simply excluding management from them. Numerous options exist to manage 

and maximize forests for C sequestration (Galika and Jackson 2009). Some are designed


for immediate or short-term benefit and others are intended for long-term C sequestration 

potential (Sohngen 2009). Sequestration through forestry does not create permanent 

sinks, but it can provide time to perhaps delay global warming impacts (Backéus et al. 

2006). Uncertainties with climate change will require robust, adaptive forest management 

strategies, at multiple scales with broad management tools in order to be responsive to 

changing conditions, mitigate adverse impacts or capitalize on opportunities (Baron et al. 

2009, Innes et al. 2009). 

6. Conclusion 

Forests are essential both for sequestering C to moderate global warming and for providing 

ecological services and human benefits. International agreements to address climate 

change and protect forest ecosystems are complicated by the diversity and complexity 

of global forests and C dynamics. Potential changes in the ability and opportunity to 

sequester C may result from policy decisions in sectors other than forestry or from various 

levels of government. A silo perspective, or insufficient integration of decision-making 

within the forestry sector or across sectors, does not provide a complete understanding 

of forestry as a measure to mitigate climate change. National or regional GHG reduction 

policies that do not take into consideration impacts on global forest C may not achieve the 

intended results for mitigation of climate change. 

Lessons learned from carbon trading have brought to light the complexities and gaps 

in our understanding of forest C, inadequacies in institutional mechanisms, and the potential 

for unintended effects when forestry climate change mitigation projects are implemented. 

Furthermore, carbon markets and carbon pricing will influence forest management 

decisions and forestry carbon trading . Flexibility in approaches to managing forest 

C stocks and forest C accounting is needed given the diversity in forest ecosystems around 

the world and across Canada. 

In our view, both utilization and conservation of Canadian forests can be appropriate 

climate change mitigation strategies. Utilization of forests to increase combined C stocks 

in forests and wood products cannot be ignored, especially as it provides security against 

the large and direct GHG emissions caused by forest disturbances. A strategy for forest 

protection in Canada can also have a role in a national forest strategy for climate change 

mitigation. However, despite protection of forests, large-scale disturbances are a reality 

that will make forests managed using this strategy carbon sources for certain periods, 

rather than sinks, while in the absence of protection such forests would over the long term 

be, at best, small sinks. Furthermore, long-term protection from all forms of disturbance 

may endanger the ecological integrity of disturbance-dependent Canadian forests. 

Forest C sequestration and forestry offset activities may contribute to the goal of GHG 

emissions reduction and the objective of slowing the rate of global warming. However, 

forest C reductions cannot replace the need to reduce GHG emissions from the burning 

of fossil fuels, the cause of anthropogenic climate change. Uncertainties about the timing 

and extent of climate change will require robust, adaptive forest management strategies, 

incorporating a suite of options needed to be responsive to changing climate. With the 

potential loss of sustainability of Canadian forests due to climate change, uncertainties 

about carbon markets and rules for forest carbon offset projects should not be allowed to 

deter climate change mitigation efforts that use forest carbon sinks. 

323

324 

REFERENCES 


Alam, A., A. Kilpelainen and S. Kellomaki. 2008. Impacts of thinning on growth, timber 

production and carbon stocks in Finland under changing climate. Scandinavian Journal 

of Forest Research 23:501-512. 

Backéus, S., P. Wikström and T. Lämås. 2006. Modeling carbon sequestration and timber 

production in a regional case study. Silva Fennica 40(4): 615–629. 

Baron, J.S., L. Gunderson, C.D. Allen, E. Fleishman, D. McKenzie, L.A. Meyerson, J. 

Oropeza and N. Stephenson. 2009. Options for national parks and reserves for adapting 

to climate change. Environmental Management 44(6):1033-1042. 

Bigsby, H. 2009. Carbon banking: Creating flexibility for forest owners. Forest Ecology 

and Management 257(1):378-383. 

Binkley, C.S., D. Brand, Z. Harkin, G. Bull, N.H. Ravindranath, M. Obersteiner, S. Nilsson, 

Y. Yamagata and M. Krott. 2002. Carbon sinks by the forest sector-options and needs 

for implementation. Forest Policy and Economics 4:65–77. 

Bradshaw, C.J.A., I.G. Warkentin and N. Sodhi. 2009. Urgent preservation of boreal 

carbon stocks and biodiversity. Trends in Ecology & Evolution 24(10):541-548. 

British Columbia Ministry of Environment (BCMOE). 2008. Climate Change Secretariat. 

Legislation and Regulations. http://www.env.gov.bc.ca/cas/legislation/index. 

html#CTA. June 5, 2010. 

British Columbia Ministry of Forests and Range (BCMFR). 2010. British Columbia 

Forest Offset Guide. Government of British Columbia, Rep. 2010. http://www.env.gov. 

bc.ca/cas/legislation/. July 5, 2010. 

Canadian Council of Forest Ministers (CCFM). 2006. Criteria and Indicators of Sustainable 

Forest Management in Canada: Key Trends and Conditions 2005. Her Majesty 

the Queen of Right in Canada, Ottawa, ON. pp. 11. 

Chen, J., S. J. Colombo, M. T. Ter-Mikaelian and L. S. Heath. 2008. Future carbon storage 

in harvested wood products from Ontario’s Crown forests. Canadian Journal of Forest 

Research 38(7):1947-1958. 

Climate Change Central (C3). 2009. Alberta’s Carbon Offset Solutions. http://carbonoffsetsolutions.climatechangecentral.com/. 

June 1, 2010. 

Colombo, S.J., J. Chen and M.T. Ter-Mikaelian. 2007. Carbon Storage in Ontario’s Forests, 

2000-2100. Research Note CCRN-06. 8 pp. 

Dominy, S.W.J., R. Gilsenan, D.W. McKenney, D.J. Allen, T. Hatton, A. Koven, J. Cary, 

D. Yemshanov and D. Sidders. 2010. A retrospective and lessons learned from Natural 

Resources Canada’s Forest 2020 afforestation initiative. Forestry Chronicle 86(3):339-347. 

Dymond, C.C., B.D. Titus, G. Stinson and W.A. Kurz. 2010. Future quantities and spatial 

distribution of harvesting residue and dead wood from natural disturbances in Canada. 

Forest Ecology and Management 260(2):181-192. (abstract). 

Elghalia, L., R. Clift, P. Sinclair, C. Panoutsou and A. Bauen. 2007. Developing a sustainability 

framework for the assessment of bioenergy systems. Energy Policy 35:6075–6083. 

Environment Canada (EC) 2009a. Canada’s Offset System for Greenhouse Gases. 

http://www.ec.gc.ca/creditscompensatoires-offsets/default.asp. Dec. 7, 2009. 

Environment Canada (EC). 2009b. Turning the Corner: Regulatory Framework for Industrial 

Greenhouse Gas Emissions. http://www.ec.gc.ca/doc/virage-corner/2008-03/541_ 

eng.htm#introduction. Dec. 7, 2009.


Environment Canada. 2010. National Inventory Report - Part 3 1990-2008 Greenhouse 

Gas Sources and Sinks in Canada. Environment Canada, Government of Canada, Ottawa, 

ON. 221 p. 

Fehnse, J. 2008. “Carbon offset initiatives – international carbon markets” pp. 14-15 in 

Carbon offset initiative – does forestry have a role in carbon trading. Carbon Lean UK: a 

role for our trees, wood and forest? ICF National Conference Proceedings, Pollock Halls, 

University of Edinburgh, Edinburgh, 23-24 April, 2008. 

Fischlin, A., G. F. Midgley, J.T. Price, R. Leemans, B. Gopal, C. Turley, M.D.A. Rounsevell, 

O.P. Dube, J. Tarazona and A.A. Velichko, A.A. 2007. Ecosystems, their properties, 

goods, and services. In Climate Change 2007: Impacts, Adaptation and Vulnerability. 

Contribution of Working Group II to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental 

Panel on Climate Change. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom. 

pp. 211-272. 

Galatowitsch, S.M. 2009. Carbon offsets as ecological restorations. Restor. Ecol. 

17(5):563-570. 

Galika, C.S. and R.B. Jackson. 2009. Risks to forest carbon offset projects in a changing 

climate. Forest Ecology and Management 257: 2209-2216. 

Garcia-Gonzalo, J. H. Peltola, A.Z. Gerendiain and S. Kellomaki. 2007. Impacts of 

forest landscape structure and management on timber production and carbon stocks in 

the boreal forest ecosystem under changing climate. Forest Ecology and Management 

241:243–257. 

Government of Alberta. 2009. Environment Greenhouse Gas Reduction Program. 

http://environment.alberta.ca/631.html Dec. 7, 2009. 

Government of British Columbia. n.d. Ministry of Environment. Climate Change 

Secretariat. Legislation and Regulations. http://www.env.gov.bc.ca/cas/legislation/index. 

html#CTA. June 5, 2010. 

Government of British Columbia. 2008. Ministry of Environment. Carbon Neutral 

Government Regulation. B.C. Reg. 392/2008. 

Government of Canada. 2009. Canada’s Action Plan on Climate Change. http://www. 

climatechange.gc.ca. June 7, 2009. 

Gupta, J., X. Olsthoorn and E. Rotenberg. 2003. The role of scientific uncertainty in 

compliance with the Kyoto Protocol to the Climate Change Convention. Environmental 

Science & Policy 6:475-486. 

Gustavsson L., J. Holmberg, V. Dornburg, R. Sathre, T. Eggers, K. Mahapatra K and G. 

Marland. 2007. Using biomass for climate change mitigation and oil use reduction. Energy 

Policy 35:5671-5691. 

Hannah, L. 2010. A global conservation system for climate-change adaptation. Conservation 

Biology 24:70-77. 

Hurteau, M.D., G.W. Koch and B.A. Hungate. 2008. Carbon protection and fire risk 

reduction: toward a full accounting of forest carbon offsets. Front Ecol. Environ. 6:493- 

498. (abstract). 

Hurteau, M.D., B.A. Hungate and G.W Koch. 2009. Accounting for risk in valuing forest 

carbon offsets. Carbon Balance and Management 2009 4:1-4: (on line). July 4, 2010. 

Innes, J., L. Joyce, S. Kellomäki, B. Louman, A. Ogden, J. Parrotta, I. Thompson, M. Ayres, 

C. Ong, H. Santoso, B. Sohngen and A. Wreford. 2009. Management for Adaptation. 

pp. 135-169 in Seppälä, R., A. Buck and P. Katila (eds.) Adaptation of Forests and People 

to Climate Change. A Global Assessment Report. International Union of Forest Research 

325

326 


Organizations (IUFRO), Helsinki 224 pp. 

Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC). 2007. Climate Change 2007: The 

Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report 

of the Intergovernmental Panel on Climate Change [Solomon, S., D. Qin,. Manning, 

Z. Chen, M. Marquis, K.B.M.Tignor and H.L. Miller (eds.)]. Cambridge University Press, 

Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA, 996 pp. 

Johnston, M., T. Williamson, D. Price, D. Spittlehouse, A. Wellstead, P. Gray, D. Scott, 

S. Askew and S. Webber. 2006. Adapting Forest Management to the Impacts of Climate 

Change in Canada. A BIOCAP Research Integration Program Synthesis Paper. http:// 

www.biocap.ca/. June 6, 2010. 

King, M.R. 2008. An overview of carbon markets and emissions trading: Lessons for 

Canada. Bank of Canada, Rep. Discussion Paper 2008-1. Ottawa, ON.14 pp. 

Knox-Hayes, J. 2009. The developing carbon financial service industry: expertise, adaptation 

and complementarily in London and New York. Journal of Economic Geography 

9: 749-777. 

Krcmar, E., G.C. van Kooten, and I. Vertinsky. 2005. Managing forest and marginal agricultural 

land for multiple tradeoffs: compromising on economic, carbon and structural 

diversity objectives. Ecol. Model. 185: 451-468. 

Kurz, W.A., G. Stinson, G.J. Rampley, C.C. Dymond, and E.T. Neilson. 2008. Risk of 

natural disturbances makes future contribution of Canada’s forest to the global carbon 

cycle highly uncertain. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United 

States of America 105:1551-1555. 

Lawson, G. 2008. “Life cycle analysis-embodied energy and energy accounting”. pp 8-9 

in Carbon offset initiative – does forestry have a role in carbon trading. Carbon Lean UK: 

a role for our trees, wood and forest? ICF National Conference Proceedings, Pollock Halls, 


Legislative Assembly of Ontario. 2010. Bill 191, Far North Act. http://www.ontla.on.ca/ 

web/bills/bills_detail.do?locale=en&Intranet=&BillID=2205. 

Lemprière, T.C., M. Johnston, A. Willcocks, B. Bogdanski, D. Bisson, M. Apps, and O. 

Bussler. 2002. Saskatchewan forest carbon sequestration project. The Forestry Chronicle 

78: 843-849. 

Manomet Center for Conservation Sciences. 2010. Massachusetts Biomass Sustainability 

and Carbon Policy Study: Report to the Commonwealth of Massachusetts Department 

of Energy Resources. Walker, T. (Ed.). Contributors: Cardellichio, P., Colnes, A., Gunn, 

J., Kittler, B., Perschel, R., Recchia, C., Saah, D., and Walker, T. Natural Capital Initiative 

Report NCI-2010-03. Brunswick, Maine. 192 p. 

McCarney, G.R., G.W. Armstrong and W.L. Adamowicz. 2008. Joint production of 

timber, carbon and wildlife habitat in the Canadian boreal plains. Canadian Journal of 

Forest Research 38:1478-1493. 

Midwestern Greenhouse Gas Reduction Accord (MGGR Accord). 2010. http://www. 

midwesternaccord.org/. June 5, 2010. 

Millennium Ecosystem Assessment (MEA). 2003. Ecosystems and Human Well-being: 

A Framework for Assessment. Chapter 2. Island Press, Washington, DC. http://www.millenniumassessment.org/en/Framework.aspx. 

Oct. 1, 2009. 

Nair, R., B. Mohan Kumar and V. Nair. 2009. Agroforestry as a strategy for carbon 

sequestration. J. Plant Nutr. Soil Sci. 172:10-23. 

Natural Resources Canada (NRCan). 2007. Does Harvesting in Canada’s Forests Con-


tribute to Climate Change? Canadian Forest Service Science Policy Notes. Her majesty the 

Queen in Right of Canada. (on-line) Sept. 21, 2009. 

Natural Resources Canada (NRCan). 2009. The State of Canada’s Forests. Her Majesty 

the Queen of Right in Canada, Rep. Annual Report 2009. 55 pp. 

Neeff, T., L. Eichler, I. Deecke, and J. Fehse. 2009. The Forest Carbon Offsetting Report 

2009. EcoSecurities Report. http://www.ecosecurites.com. June 4, 2010. 

Negra, C., C.C. Sweedo, K. Cavender-Bares and R. O’Malley. 2008. Indicators of carbon 

storage in US ecosystems: Baseline for terrestrial carbon. J. Environ. Qual. 37:1376-1382. 

Neilson, E.T., D.A. MacLean, F.R. Meng and P.A. Arp. 2007. Spatial distribution of carbon 

in natural and managed stands in an industrial forest in New Brunswick, Canada. For. 

Ecol. Manage. 253:148-160. 

Nyström, I. and D.W. Cornland. 2003. Strategic choices: Swedish climate intervention 

policies and the forest industry’s role in reducing CO2 emissions. Energy Policy 31: 937- 

950. 

Ontario Ministry of Environment (OMOE). 2009. Cap and Trade – A Primer Fact 

Sheet. Queen’s Printer for Ontario. http://www.ene.gov.on.ca/en/news/2009/052701fs2. 

php. June 6, 2010. 

Ontario Ministry Natural Resources (OMNR). 2009. Far North Ontario. Proposed Bill 

191; 2009. http://www.mnr.gov.on.ca/en/Business/FarNorth /. Sept. 30, 2009. 

Pinkerton, E., R. Heaslip, J.J. Silver and K. Furman. 2008. Finding “Space” for Co-management 

of Forests within the Neoliberal Paradigm: Rights, Strategies, and Tools for Asserting 

a Local Agenda. Hum. Ecol. 36: 343-355. 

Point Carbon News 2009. Carbon Market Australia-New Zealand. Vol. 2, Issue 24. 

http://www.pointcarbon.com/polopoly_.pdf. Dec. 4, 2009. 

Purdon, M. 2009. “Bio-Carbon Overview” pp. 2-25, in Bio-carbon in Africa: Harnessing 

Carbon Finance to Promote Sustainable Forestry, Agro-Forestry and Bio-Energy. 

United Nations Development Programme. New York, USA. 304 pp. 

Rights and Resources Initiative (RRI). 2010. The End of the Hinterland: Forests, Conflict 

and Climate Change 2009-2010. Rights and Resources Institute, Washington, D.C. pp. 

28. (on-line) Aug. 6, 2010. 

Schmidt, C.W. 2009. Carbon offsets: Growing pains in a growing market. Environmental 

Health Perspectives 117(2):62-68 (on-line). May 12, 2010. 

Seppälä, R., A. Buck and P. Katila. 2009. Executive Summary. pp. 9-14. in Adaptation of 

Forests and People to Climate Change. A Global Assessment Report. International Union 

of Forest Research Organizations (IUFRO), World Series Vol. 22. Helsinki 224 pp. 

Sohngen, B. 2009. An Analysis of Forestry Carbon Sequestration as a Response to Climate 

Change. Copenhagen Consensus on Climate. Denmark. 29 pp. www.copenhagenconsensus.com. 

Dec.1, 2009. 

Suttie, E. 2008. “Wood for material substitution – construction with wood”. pp. 21-22 

in Carbon offset initiative – does forestry have a role in carbon trading. Carbon Lean UK: 

a role for our trees, wood and forest? ICF National Conference Proceedings, Pollock Halls, 


Tavoni, M., B. Sohngen and V. Bosetti. 2007. Forestry and the carbon market response 

to stabilize climate. Energy Policy 35(11):5346-5353. 

Ter-Mikaelian, M.T., S.J. Colombo and J. Chen. 2008. Fact and fantasy about forest 

carbon. The Forestry Chronicle 84: 166-171. 

Thompson, I., B. Mackey, S. McNulty, and A. Mosseler. 2009. Forest Resilience, Biodi- 

327

328 


versity, and Climate Change. A synthesis of the biodiversity/resilience/stability relationship 

in forest ecosystems. Secretariat of the Convention on Biological Diversity, Montreal, 

QB. Technical Series No. 43. 67 pp. (on-line) May 04, 2010. 

UNFCCC. n.d. Kyoto Protocol:The Kyoto Mechanisms. http://unfccc.int/kyoto_protocol/ 

items/2830.php. Sept. 27, 2010. 

Van Kooten, G.C. 2009. Biological carbon sequestration and carbon trading re-visited. 

Climatic Change 95(3-4):449–463. 

Western Climate Initiative (WCI). 2010a. Three Regions Release Joint Offset Quality 

White Paper. http://www.westernclimateinitiative.org. June 4, 2010. 

Western Climate Initiative (WCI). 2010b. Design Recommendations for the WCI Regional 

Cap-and-Trade Program. http://www.westernclimateinitiative.org/component/remository/func-startdown/256. 

June 4, 2010. 

Western Climate Initiative (WCI). 2010c. Western Climate Initiative, Offset Definition 

(Task 1.1) and Eligibility Criteria. http://www.westernclimateinitiative.org/component/ 

remository/Offsets-Committee-Documents/Offset-Definition-and-Eligibility-Criteria- 

White-Paper/. June 3, 2010. 

World Bank (WB). 2009. 10 Years of Experience in Carbon Finance: Insight from 

working with carbon markets for development and global greenhouse gas mitigation. The 

World Bank Washington, D.C. 20 pp. (on-line). Nov. 27, 2009. 

NOTES 

1 A questionable assumption, according to Ter-Mikaelian et al. (2008) and references therein. 

2 http://www.haidaclimate.com/content/view/37/27/ 

3 Maynes, T. Personal communication. Climate Change Central, Edmonton, AB. July 9, 2010. 

4 http://www.theglobeandmail.com/news/opinions/many-albertans-agree-a-carbon-tax-was-the-best- 

solution/article1441309/ 

* Este artículo será también publicado en Forestry Chronicle del Canadian Institute for Forestry / Institut 

Forestier du Canada.

AUTORES


Coordinador Sede Leticia. Instituto Amazónico de Investigaciones Científicas – SINCHI. 

lacosta@sinchi.org.co 

Asier Arcos 

Solidaridad Internacional 

asier@sol-inter.org 

Juan Carlos Arias 

Unidad de Parques Nacionales. Ministerio de Medio Ambiente, Vivienda y Desarrollo 

territorial, Colombia. 

juancarias@yahoo.com 


Universidad del País Vasco / Euskal herriko Unibertsitatea (UPV / EHU). 

josebasonia@yahoo.es 

Antón Borja Alvarez 

Profesor Titular.Depto Economia Aplicada 1.Universidad del País Vasco / Euskal herriko 

Unibertsitatea. 

jesusantonio.borjaehu.es 

Miguel Briones-Salas 

Centro Interdisciplinario de Investigación para el Desarrollo Integral Regional, Unidad 

Oaxaca (CIIDIR-OAX.), IPN. Hornos 1003, Santa Cruz Xoxocotlán, Oaxaca. 

miguelbrionessalas@hotmail.com 

Hugo Alfredo Centrángolo 

Facultad de Agronomía. Universidad de Buenos Aires, Argentina. 

cetrango@agro.uba.ar 

S.J. Colombo 

Ontario Forest Research Institute, Ministry of Natural Resources, 1235 Queen Street, Sault 

Ste. Marie, ON P6A 2E5, Canadá. 

colombs@gov.on.ca 


Instituto Nacional de Ecología A. C., Veracruz, México. 

armando.contreras@inecol.edu.mx 

Marcelo Derzi 

Analista Ambiental do centro Nacional de Pesquisa e Conservação da Biodiversidade 

Amazônica (Cepam) do Instituto Chico Mendes de Biodiversidade (ICMBio). 

marcelo.derzi.vidal@gmail.com

Ervin H. Durán-Castillo 

Universidad de la Amazonia-Colombia. 

ervinduranb@gmail.com 

Pedro José Escriche Bueno 

Universidad de Zaragoza. 

pescrich@unizar.es 


Maestro en Ciencias de Plantas Tropicales. Universidad Nacional de la Amazonía Peruana. 

Iquitos-Perú. 

rteunap@hotmail.com 


Instituto Nacional de Pesquisas da Amazonía (INPA). C.P. 478. Manaus, Amazonas, Brasil. 

pmfearn@inpa.gov.br 

María Clara Forsberg-Silva 

Universidade do Estado de Amazona (UEA). 

cforsberg@uea.edu.br 

Carlos Galindo–Leal 

Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad. Ave. Liga Periférico 

-Insurgentes Sur 4903. Col. Parques del Pedregal, Del. Tlalpan, México, D.F. 

carlos.galindo@conabio.gob.mx 

Cecilia Gelabert 


gelabert@agro.uba.ar 

Denise M. Golden 

PhD Student Faculty of Graduate Studies, Lakehead University, 955 Oliver Road, Thunder 

Bay, ON, P7B 5E1, Canada. 

mdgolden@lakeheadu.ca 


The University of British Columbia Okanagan. 

tirso.gonzales@ubc.ca 

Tran Huu Nghi 

Program Director. Tropenbos International Viet Nam (TBI-VN). 

nghi@tropenbos.vn 

Sandra Jaramillo-Poveda 

Agenda Ambiental para la Cooperación Internacional del Caquetá, Colombia. 

sjaramillo1@gmail.com

Ivan Jarolímek 

Institute of Botany, Slovak Academy of Sciences. Bratislava, Slovakia. 

ivan.jarolimek@savba.sk 


Fundación Solidaridad de la Universidad de Barcelona (UB). 

tjimenez@ub.edu 

Andrej Kobler 

Slovenian Forestry Institute, Department of Forest and Landscape Planning and Monitoring, 

Večna pot 2, SI-1000 Ljubljana, Slovenia. 

andrej.kobler@gozdis.si 

Jiří Kolbek 

Institute of Botany, Academy of Sciences of the Czech Republic, 252 43 Průhonice, Czech 

Republic. 

jiri.kolbek@ibot.cas.cz 

Rajiv Kumar Chaturvedi 

Centre for Ecological Sciences. Indian Institute of Science. Bangalore, India. 

ravi@ces.iisc.ernet.in 

Lado Kutnar 

Slovenian Forestry Institute, Department of Forest Ecology, Večna pot 2, SI-1000 Ljubljana, 

Slovenia. 

lado.kutnar@gozdis.si 

Iván Lira 

Centro Interdisciplinario de Investigación para el Desarrollo Integral Regional, Unidad 

Oaxaca (CIIDIR-OAX.), IPN. Hornos 1003, Santa Cruz Xoxocotlán, Oaxaca. 

ilira_12@hotmail.com 

René López Camacho 

Universidad Distrital Francisco José de Caldas. Facultad de Medio Ambiente y Recursos 

Naturales. Bogotá, Colombia. 

rlopezc@udistrital.edu.co 


Ekologistak Martxan 

zor.ekologikoa@gmail.com 

Urtzi Mendizabal López 

Investigador doctorando en Biologia de Ecosistemas por la Universidad del Pais Vasco y 

Educador Medioambiental. Asociación científica Amassunu. 

urtzi.mendizabal@gmail.com

René Montalba 

Departamento de Ciencias Agronómicas y Recursos Naturales e Instituto del Medio Ambiente, 

Universidad de La Frontera. Casilla 54-D, Temuco. Chile. 

mrene@ufro.cl 

Indu K. Murthy 

Centre for Sustainable Technologies. Indian Institute of Science. Bangalore, India. 



Secretario Distrital de Medio Ambiente. Bogotá Distrito Capital, Colombia. 

despacho@secretariadeambiente.gov.co 


Cátedra de Desarrollo Sostenible y Educación Ambiental. Universidad del País Vasco. 

igone.palacios@ehu.es 

Ettore Papa 

Nozioarteko Elkartasuna-Solidaridad Internacional. 

Ettore.papa@gmail.com 

Marc Parren 

Regional Director. Tropenbos International Congo-Basin Programme. Yaounde-Bastos, 

Cameroun. 

marcparren@hotmail.com 

Raimunda Queiroz de Mello 

Gerente Regional do CAR no Projeto Fundo Amazônia-Programa de Conservação da 

Amazônia (TNC do Brasil). 

rdemello@tnc.org 

N. H. Ravindranath 

Centre for Sustainable Technologies. Indian Institute of Science. Bangalore, India. 


Nelly Rodríguez Eraso 

Instituto de Investigación de Recursos Biológicos Alexander von Humboldt. Unidad de 

Sistemas de Información Geográfica. Bogotá, Colombia. 

nrodriguez@humboldt.org.co 

Mauro Luis Ruffino 

Presidente de la Asociación Brasileira para las Ciencias de la Pesca (ABCPesca). 

mauroluis.ruffino@gmail.com 

Verenice Sánches-Castillo 

Universidad de la Amazonia-Colombia. 

mexicomermad05@gmail.com

João Roberto dos Santos 

Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais - INPE, São José dos Campos, SP, Brasil. 

jroberto@ltid.inpe.br 

Alzenilson Santos de Aquino 

Coordenador de Meio Ambiente da Secretaria Municipal de Meio Ambiente de Parintis. 

Alzenilson.aquino@gmail.com 

Phillip da Silva 

Assistant Director and Senior Lecturer. Universiy of Guyana Berbice Campus. 

nessie159@yahoo.com 

M.A. (Peggy) Smith 

Faculty of Natural Resources Management, Lakehead University, 955 Oliver Road, Thunder 

Bay, ON, P7B 5E1, Canadá. 

Luciana Spinelli de Araujo 

Embrapa (Empresa Brasileira de Investigación Agropecuaria) Monitoramento por Satélite, 

Campinas, SP, Brasil. 

spinelli@cnpm.embrapa.br 

Leonardo Vera 

Facultad de Agronomía Pontificia Universidad Católica de Valparaíso. Calle San Francisco 

S/N, La Palma, Quillota, Chile. 

leonardo.vera@ucv.cl 

Lorena Vieli 

Donald Bren School of Environmental Sciences. University of California, Santa Barbara. 

2400 Bren Hall, Santa Barbara, USA. 

lvieli@bren.ucsb.edu 

Ariel Zajdband 


zajdband@agro.uba.ar

Descarga del libro digital. - Universidad del País Vasco

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?